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ISSN = 1980-993X (Online) www.agro.unitau.br/ambi-agua

Edição 05 da Revista Ambiente & Água - An Interdisciplinary Journal of Applied Science, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 1-111, Dezembro 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.v2.n3)

COMITÊ EDITORIAL

Editor

Getulio Teixeira Batista Instituto de Pesquisas Ambientais em Bacias Hidrográficas (IPABHi), Brasil

Editores Associados

Amaury Paulo de Souza Universidade Federal de Viçosa (UFV), Brasil

Antonio Evaldo Klar Universidade Estadual Paulista Júlio de Mesquita Filho, UNESP, Brasil

Dar Roberts Universidade de Stanford; BA pela Universidade da Califórnia, EUA

Hans Raj Gheyi Universidade Federal de Campina Grande (UFCG), Brasil

Hélio Nóbile Diniz Instituto Geológico, Secretaria do Meio Ambiente do Estado de São Paulo (IG/SMA), Brasil

João Vianei Soares Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais (INPE), Brasil

Luis A. Bartolucci Florida International University (FIU), EUA

Marcelo dos Santos Targa Universidade de Taubaté (UNITAU), Brasil

Nelson Wellausen Dias Universidade de Taubaté (UNITAU), Brasil

Paul W. Mausel Indiana State University (ISU), EUA

Paulo Renato Schneider Universidade Federal de Santa Maria (UFSM), Brasil

Sebastião do Amaral Machado Universidade Federal do Paraná (UFPR), Brasil

Silvio Jorge Coelho Simões Universidade Estadual Paulista Júlio de Mesquita Filho (UNESP), Brasil

Yosio Edemir Shimabukuro Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais (INPE), Brasil

Editor da Seção Editorial Nelson Wellausen Dias, PPGCA, UNITAU, Brasil Editora de Texto Maria de Jesus Ferreira Aires, GELP, UNITAU, Brasil Editora de Referência Liliane Castro, Biblioteca ECA/Civil, UNITAU, Brasil Editor de Layout Adam Querido Mazzei Ribeiro, LAGEO, UNITAU, Brasil Suporte Técnico Marcio Vinicius Gagliotti, LAGEO, UNITAU, Brasil.

Ficha catalográfica elaborada pelo SIBi – Sistema Integrado de Bibliotecas / UNITAU

Revista Ambiente & Água - An Interdisciplinary Journal of Applied Science / Instituto de Pesquisas Ambientais em Bacias Hidrográficas. Taubaté. v. 2, n. 3 (2006) - Taubaté: IPABHi, 2007.

Quadrimestral ISSN 1980-993X

1. Ciências ambientais. 2. Recursos hídricos. I. Instituto

de Pesquisas Ambientais em Bacias Hidrográficas. III. Título.

CDD - 333.705 CDU - (03)556.18

ii

Revisores Ad Hoc de Artigos do Ano 2007 (Ambi-Agua volume 2, nº. 1, 2 e 3, 2007)

Revisores Ad Hoc Instituição afiliada Ana Teresa Lombardi Universidade Federal de São Carlos

Antônio José Teixeira Guerra Universidade Federal do Rio de Janeiro

Antônio Roberto Formaggio Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Antônio Teixeira Matos DEA/Universidade Federal de Viçosa

Caetano Chang Dorea Health Canada

Camilo Daleles Rennó Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Claudia de Albuquerque Linhares Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Claudinei Fonseca Souza Universidade de Taubaté

Eduardo Antônio Gomes Marques Universidade Federal de Viçosa

Enner Herenio Alcântara Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Ernani Francisco da Rosa Filho Universidade Federal do Paraná

Flávio Jorge Ponzoni Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Gerson Cardoso Silva Jr. Universidade Federal do Rio de Janeiro

Gilberto Fisch Instituto de Aeronáutica e Espaço/ CTA e Universidade de Taubaté

Hélio Nóbile Diniz Secret. Meio Ambiente do Est.de SP (IG/SMA)

Henrique M. L. Chaves Universidade de Brasília

Jaime Cabral Universidade Federal de Pernambuco

João Vianei Soares Instituto Nacional de Pesq. Espaciais (INPE)

Jorge Luiz Gavina Pereira Museu Paraense Emilio Göeldi

Jose A. Marengo CPTEC-Estudos Climáticos/ (INPE)

José Eduardo dos Santos Universidade Federal de São Carlos

José Eloi Guimarães Campos Universidade de Brasília

Luiz Fernando Nascimento Universidade de Taubaté/Universidade Estadual Paulista

Marcelo dos Santos Targa Universidade de Taubaté

Márcio J. Estefano de Oliveira Universidade de Taubaté

Maria Claudia Barbosa COPPE-Universidade Federal do Rio de Janeiro

Maria de Jesus Robim Instituto Florestal, Secretaria Meio Ambiente e Universidade de Taubaté

iii

Maria Lúcia Calijuri Universidade Federal de Viçosa

Maria Victoria Ramos Ballester CENA/Universidade de São Paulo

Mario Valério Filho Universidade do Vale do Paraíba

Maurício Alves da Motta Sobrinho Universidade Federal de Pernambuco

Nelson Wellausen Dias Universidade de Taubaté

Paulo Cesar Sentelhas ESALQ - Universidade de São Paulo

Rauquírio André A. Marinho da Costa Universidade Federal do Pará

Regina de Fátima Peralta Muniz Moreira Universidade Federal de Santa Catarina

Sérgio Campos Universidade Estadual Paulista

Silvia Helena Govoni Brondi Embrapa Pecuária Sudeste

Silvio Jorge Coelho Simões Universidade Estadual Paulista

Teresinha Guerra Universidade Federal do Rio Grande do Sul

Ubiratan Ferrucio Faccini Universidade do Vale do Rio dos Sinos

Valdemir Antonio Rodrigues Universidade Estadual de São Paulo

Vicente de Paulo Rodrigues Silva Universidade Federal de Campina Grande

Vicente Paulo Soares Universidade Federal de Viçosa

Yoshiya Nakagawara Ferreira Universidade Estadual de Londrina

Yosio Edemir Shimabukuro Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Yuri Tavares Rocha Universidade de São Paulo

Obs.: 1) A lista inclui revisores que avaliaram mais de um artigo. 2) A lista inclui revisores de artigos que foram rejeitados

iv

Lista de Avaliadores Ad Hoc Registrados da Revista Ambiente & Água

(até a presente edição)

Adão Benvindo Luz Centro de Tecnologia Mineral

Adauto de Souza Ribeiro Universidade Federal de Sergipe

Adilson Pinheiro Universidade Regional de Blumenau

Adonis Moreira Embrapa Pecuária Sudeste

Adriana Vasconcellos Universidade de Taubaté

Adriano Wagner Ballarin Universidade Estadual Paulista - Faculdade de Ciências Agronômicas

Alaide Aparecida Fonseca-Gessner Universidade Federal de São Carlos

Alcindo dos Santos Universidade Federal de São Carlos

Alex Vladimir Krusche Centro de Energia Nuclear Na Agricultura - Universidade de São Paulo

Alexandre de Avila Leripio Universidade do Vale do Itajaí

Alexandre Gonçalves Evsukoff COPPE - Universidade Federal do R. de Janeiro

Alexandre Guirland Nowosad Instituto Nacional de Pesq. Espaciais (INPE)

Alexandre Magno Sebbenn Instituto Florestal de São Paulo

Alexandre Marco da Silva Universidade Estadual Paulista

Alfredo Pereira Instituto Nacional de Pesq. Espaciais (INPE)

Ana Teresa Lombardi Universidade Federal de São Carlos

Anderson Orestes Cavalcante Lobato Universidade Federal de Pelotas

Andréa Bogatti Guimarães Tomazela Universidade Estadual Paulista

Antonio Caetano Vaz Caltabiano International Clivar Project Office

Antonio Carlos Vitte Universidade de Campinas

Antonio César Ortega Universidade Federal de Uberlândia

Antonio Jose Teixeira Guerra Universidade Federal do Rio de Janeiro

Antonio Roberto Formaggio Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Antonio Teixeira Matos Universidade Federal de Viçosa

Aparecido Osdimir Bertolin Universidade Federal do Tocantins

Arimatéa Carvalho Ximenes Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Aureo Eduardo Magalhães Ribeiro Universidade Federal de Lavras

Bernardo Rudorff Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Brani Rozemberg Fundação Oswaldo Cruz

Caetano Chang Dorea University of Glasgow

Camilo daleles Rennó Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

v

Carlos Andre Bulhões Mendes IPH - Universidade Fed. do Rio Grande do Sul

Carlos Edwar Freitas Universidade Federal do Amazonas

Carlos Ernesto Schaefer Universidade Federal de Viçosa

Carlos Moure Cicero Universidade de Taubaté

Carlos Rogério Mello Universidade Federal de Lavras

Carmen Lidia Amorim Pires Zottarelli Instituto de Botânica de São Paulo

Carmen Lucia Paiva Silveira Centro Universitário Plínio Leite

Catarina da Silva Pedrozo Universidade Federal do Rio Grande do Sul

Cecília Volkmer Ribeiro Fundação Zoobotânica do RGS

Celso Augusto Guimarães Santos Universidade Federal da Paraíba

César Ulisses Vieira Veríssimo Universidade Federal do Ceará

Chigueru Tiba Universidade Federal de Pernambuco

Cilene Gomes Universidade Federal do Rio Grande do Norte

Claudia Albuquerque Linhares Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Claudinei Fonseca Souza Universidade de Taubaté

Claudio José Von Zuben Universidade Estadual Paulista

Claudio Luis Frankenberg Pontifícia Universidade do Rio Grande do Sul

Corina da Costa Freitas Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Cyro Barros Rezende-Filho Universidade de Taubaté

Daniel Alves Aguiar Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Denilson Teixeira Centro Universitário de Araraquara

Dirceu Luis Herdies Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Durval Dourado Universidade de Sao Paulo, Esalq

Edson Rodrigues Universidade de Taubaté

Eduardo Antonio Gomes Marques Universidade Federal de Viçosa

Eduardo Marone Universidade Federal do Paraná

Eduardo Pereira Cabral Gomes Instituto de Botânica

Eduardo Rodrigues Viana de Lima Universidade Federal da Paraíba

Eduardo von Sperling Universidade Federal de Minas Gerais

Elmo Rodrigues da Silva Universidade do Estado do Rio de Janeiro

Emilia de Rodat Fernandes Moreira Universidade Federal da Paraíba

Enio F. F. Silva Universidade Federal Rural de Pernambuco

Enner Herenio Alcântara Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Ernani Francisco da Rosa filho Universidade Federal do Paraná

vi

Eugenio Avila Pedrozo Universidade Federal do Rio Grande do Sul

Evlyn Márcia Novo Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Fábio Marcelo Breunig Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Fabricio Sanguinetti Cruz de Oliveira Instituto Oceanográfico da Universidade de São Paulo

Flávia Cristina Sossae Centro Universitário de Araraquara

Flavio Cesar Borba Mascarenhas Universidade Federal do Rio de Janeiro

Flávio Jorge Ponzoni Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Flavio Jose Malta Universidade de Taubaté

Francisco de Sousa Ramos Universidade Federal de Pernambuco

Francisco Gonçalves da Silva Universidade Federal da Paraíba

Francisco Roberto Azevedo Universidade Federal do Ceará

Fulvio Rodriguez Simão Empresa de Pesquisa Agropecuária de Minas Gerais

Georgina Bond Buckup Universidade Federal do Rio Grande do Sul

Gerson Cardoso Silva Jr. Universidade Federal do Rio de Janeiro

Getulio Rincon Universidade Estadual Paulista

Getulio Teixeira Batista Universidade de Taubaté

Gilberto Fisch CSA/CTA e Universidade de Taubaté

Gilson Barbosa Athayde Júnior Universidade Federal da Paraíba

Glicério Trichês Universidade Federal de Santa Catarina

Gustavo Ferreira Simões Universidade Federal de Minas Gerais

Helena Carvalho Lorenzo Centro Universitário de Araraquara

Helio Grassi Filho Universidade Estadual Paulista

Hélio Nóbile Diniz Instituto Geológico do Estado de São Paulo

Herickson Akihito Sudo Lutif Universidad Carlos III de Madrid

Hermann Johann Heinrich Kux Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Herminia Yohko Kanamura Universidade de Taubaté

Homero Giorge Cerqueira Policia Militar/ Universidade Cruzeiro do Sul

Horst Frischkorn Universidade Federal do Ceará

Hugo Moreira Soares Universidade Federal de Santa Catarina

Humberto Calloni Fundação Universidade Federal do Rio Grande

Ijar Milagre da Fonseca Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Iraê Amaral Guerrini Universidade Estadual Paulista

Itamar Alves Martins Universidade de Taubaté

vii

Jacob Binsztok Universidade Federal Fluminense

Jaime Cabral Universidade Federal de Pernambuco

Jairo José de Oliveira Andrade Pontifícia Universidade do Rio Grande do Sul

João Carlos Pinheiro Beck Pontifícia Universidade do Rio Grande do Sul

João Graciano Mendonça Filho Amento de Geologia, Instituto de Geociências, Universidade Federal do Rio De Janeiro

Joao Luiz Lani Universidade Federal de Viçosa

João Vianei Soares Insituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Joel Avruch Goldenfum Universidade Federal do Rio Grande do Sul

Jorge Rubio Universidade Federal do Rio Grande do Sul

Jorge Xavier da Silva Universidade Federal do Rio de Janeiro

José Alberto Quintanilha Escola Politécnica da Univ. de São Paulo

José Antonio Perrella Balestieri Universidade Estadual Paulista Julio de Mesquita Filho

José Carlos Becceneri Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

José Carlos de Araújo Universidade Federal do Ceará

José Carlos Mierzwa Universidade de São Paulo

José Dias Corrêa Junior Universidade Federal de Minas Gerais

José Eduardo dos Santos Universidade Federal de São Carlos

José Eloi Guimarães Campos Universidade de Brasília

José Euclides Stipp Paterniani Universidade de Campinas

José Geraldo Querido Universidade de Taubaté

José Marques da Costa Universidade de Taubaté

José Renato Boucas Farias Embrapa Soja

Juliana Cristina Barreiro Universidade Federal de São Carlos

Leonardo Santos Collier Universidade Federal do Tocantins

Leonor Almeida Souza-Soares Fundação Universidade Federal do Rio Grande

Lia Osorio Machado Universidade Federal do Rio de Janeiro

Lidriana de Souza Pinheiro Universidade Estadual do Ceará

Loreley Gomes Garcia Universidade Federal da Paraíba

Lucia Maria Sa Antunes Costa Universidade Federal do Rio de Janeiro

Luciano Farinha Watzlawick Universidade Estadual do Centro-Oeste

Luis Alberto Basso Universidade Federal do Rio Grande do Sul

Luis Antônio Serrão Contim Centro Universitário Nilton Lins

Luis Eduardo Aragon Universidade Federal do Pará

viii

Luís Fernando Stone Embrapa Arroz e Feijão

Luiz Fernando Coutinho Oliveira Universidade Federal de Lavras/Universidade Federal de Goiás

Luiz Fernando Nascimento Universidade de Estadual Paulista/Universidade de Taubaté

Magda Adelaide Lombardo Universidade Estadual Paulista

Manoel Alonso Gan Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Mara Regina Rizzatti Pontifícia Universidade do Rio Grande do Sul

Marçal José Rodrigues Pires Pontifícia Universidade do Rio Grande do Sul

Marcelo dos Santos Targa Universidade de Taubaté

Marcelo Friederichs Landim Souza Universidade Estadual de Santa Cruz

Marcelo Santos Chaves Universidade Federal da Paraíba

Márcio Balbino Cavalcante Universidade Estadual da Paraíba



Marco Antonio Igarashi Universidade Federal do Ceará

Marcos Adami Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Marcos Gervasio Pereira Universidade Federal do Rio de Janeiro

Marcos Rivail Silva Universidade Regional de Blumenau

Marcos Vinícius Folegatti Universidade de São Paulo

Marcus Cesar Avezum Castro Universidade Estadual Paulista

Maria Anita Mendes Universidade de São Paulo

Maria Claudia Barbosa Universidade Federal do Rio de Janeiro

Maria Cristina Crispim Universidade Federal da Paraíba

Maria Cristina Vidotte Blanco Tarrega Universidade Federal de Goiás

Maria do Carmo Vieira Universidade Federal da Grande dourados

Maria Dolores Alves Cocco Universidade de Taubaté

Maria Elaine de Oliveira Universidade Federal Fluminense

Maria Helena Arruda Leme Universidade Presbiteriana Mackenzie

Maria Hermínia Ferreira Tavares Universidade Estadual do Oeste do Paraná

Maria Inês Salgueiro Lima Universidade Federal de São Carlos

Maria Isabel Queiroz Fundação Universidade Federal do Rio Grande

Maria Jesus Robim Instituto Florestal/SMA-SP

Maria Lúcia Ribeiro Centro Universitário de Araraquara/Universidade Estadual Paulista

Mariko Ueno Universidade de Taubaté

ix

Mário Augusto Jardim Museu Paraense Emilio Goeldi

Marisete Dantas Aquino Universidade Federal do Ceará

Marta Bustos Romero Universidade de Brasília

Mauricio Alves Alves Moreira Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Maurício Alves da Motta Sobrinho Universidade Federal de Pernambuco

Milton Kampel Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Neida Patias Volpi Universidade Federal do Paraná

Nelson Wellausen Dias Universidade de Taubaté

Nestor Aldo Campana Universidade de Brasília

Néstor Antonio Heredia Zárate Universidade Federal da Grande Dourados

Ney Augusto Nascimento Universidade Federal do Paraná

Orivaldo Brunini Instituto Agronômico de Campinas

Osmar Alves Lameira Embrapa Amazônia Oriental

Pablo Santana Santos Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Patrick Thierry Seyler Universidade de Brasília

Paula Benevides de Morais Universidade Federal do Tocantins

Paulo Cesar Sentelhas Universidade de São Paulo

Paulo Fortes Neto Universidade de Taubaté

Paulo Roberto Paulo Roberto Universidade Federal de Viçosa

Paulo Roberto Meneses Universidade de Brasília

Paulo Sergio Graziano Magalhaes Universidade de Campinas

Pedro R. Jacobi Universidade de São Paulo

Pedro Teixaira Lacava Instituto Tecnológico de Aeronáutica Rauquírio André Albuquerque Marinho da Costa Universidade Federal do Pará

Regina Peralta Moreira Universidade Federal de Santa Catarina

Regis Alexandre Lahm Pontifícia Universidade Católica do Rio Grande do Sul

Reinaldo José da Silva Universidade Estadual Paulista Rejane Magalhães de Mendonça Pimentel Universidade Federal Rural de Pernambuco

Renato Fontes Guimarães Universidade de Brasília

Renato Mello Prado Universidade Estadual Paulista Campus Jaboticabal

Ricardo Santos Universidade Federal de Viçosa

Richarde Marques Silva Universidade Federal da Paraíba

Roberto de Oliveira Universidade Federal de Santa Catarina

x

Roberto José Carvalho Pontifícia Universidade Católica do Rio de Janeiro

Roberto Luiz Carmo Universidade de Campinas

Rogério Nora Lima Centro Federal de Educação Tecnológica do Piauí

Ronaldo Borges Barthem Museu Paraense Emílio Goeldi

Ronaldo Viana Soares Universidade Federal do Paraná

Rosa Maria Formiga Johnsson Universidade do Estado do Rio de Janeiro

Rouverson Pereira da Silva Universidade Estadual Paulista/Jaboticabal

Sandro Froehner Universidade Federal do Paraná

Serafim Daniel Ballestero Universidade de Taubaté

Sérgio Campos Universidade Estadual Paulista

Shiguenoli Miyamoto Universidade Estadual de Campinas

Silvia Helena Govoni Brondi Embrapa Pecuária Sudeste

Simey Thury Vieira Fisch Universidade de Taubaté

Simone Pinheiro Pereira Universidade Federal do Pará

Solon Jonas Longhi Universidade Federal de Santa Maria

Sonia Cristina J. G. de Andrade Perez Universidade Federal de São Carlos

Stelio Maia Menezes Universidade Federal de Lavras

Susana Inés Segura Muñoz Universidade de São Paulo

Teresinha Guerra Universidade Federal do Rio Grande do Sul

Thereza Christina Almeida Rosso Universidade do Estado do Rio de Janeiro

Ubirajara Aluizio Mattos Universidade do Estado do Rio de Janeiro

Ubiratan Ferrucio Faccini Universidade do Vale do Rio dos Sinos

Ulisses Thadeu Vieira Guedes Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Valdemar Luiz Tornisielo Universidade de São Paulo

Vicente de Paulo Rodrigues Silva Universidade Federal de Campina Grande

Vicente Paulo Soares Universidade Federal de Viçosa

Walter de Paula Lima Universidade de São Paulo

Washington Franca Rocha Universidade Estadual de Feira de Santana

Yanko Marcius de Alencar Xavier Universidade Federal do Rio Grande de Norte

Yoshiya Nakagawara Ferreira Universidade Estadual de Londrina

Yosio Edemir Shimabukuro Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais

Yuri Tavares Rocha Universidade de São Paulo

ÍNDICE

CAPA Países de onde acessaram com maior freqüência a Ambi-Água no período de 2,5 meses (01 de outubro a 15 de dezembro de 2007). Fonte: BATISTA, G. T. Abrangência geográfica de periódicos científicos. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 12-18, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.29) EDITORIAL Abrangência geográfica de periódicos científicos (doi:10.4136/ambi-agua.29) Getulio Teixeira Batista

12

ARTIGOS Soil loss prediction in Guaraíra river experimental basin, Pernambuco, Brazil based on two erosion simulation models (doi:10.4136/ambi-agua.30) Richarde Marques da Silva; Celso A. G. Santos; Leonardo Pereira e Silva; Jorge Flávio C. B. da Costa Silva

19

Ecotoxicological evaluation of leachate from the Limeira sanitary landfill with a view to indentifying acute toxicity (doi:10.4136/ambi-agua.31) Núbia Natália de Brito-Pelegrini; Ronaldo Teixeira Pelegrini; José Euclides Stipp Paterniani

34

Avaliação da interação de Zinco, Alumínio, Cobre e Manganês em Chromobacterium violaceum (doi:10.4136/ambi-agua.32)

Tânia Cristina Sumita; Rogério Santos Pereira; Messias Borges Silva; Luis Carlos Laureano da Rosa; Mariko Ueno

44

Fármacos, ETEs e corpos hídricos (doi:10.4136/ambi-agua.33)

Ricardo Wagner Reis Filho; Juliana Cristina Barreiro; Eny Maria Vieira Quezia Bezerra Cass

54

Estudo químico ambiental do rio Murucupi – Barcarena, PA, Brasil, área impactada pela produção de alumínio (doi:10.4136/ambi-agua.34) Simone de Fátima Pereira; Maurício Araújo de Lima; K'Ellen Heloizy Freitas; Cleide Samara Mescouto; Augusto Fonseca Saraiva

62

Avaliação da transformação da paisagem na bacia do ribeirão Vidoca, São José dos Campos, SP, Brasil (doi:10.4136/ambi-agua.35) André Stempniak; Getulio Teixeira Batista; Ademir Fernando Morelli

83

Controle qualitativo e quantitativo do escoamento pluvial urbano com bacias de detenção (doi:10.4136/ambi-agua.36)

98

Néstor Aldo Campana; Ricardo Silveira Bernardes; Jolival Antonio da Silva Jr.

ISSN = 1980-993X – doi:10.4136/1980-993X www.agro.unitau.br/ambi-agua

E-mail: [email protected] Tel.: (12) 3625-4116

Revista Ambiente & Água - An Interdisciplinary Journal of Applied Science: v. 2, n. 3, 2007.

Geographical impact of scientific journals (doi:10.4136/ambi-agua.29)

Getulio Teixeira Batista

Professor at the Master Degree Program in Environmental Sciences of the University of Taubaté.

Estrada Municipal Dr. José Luiz Cembranelli, 5.000; Bairro Itaim; 12.081-010 - Taubaté, SP E-mail: [email protected]

ABSTRACT

One important quality measure of a scientific journal is its scope, not just the scientific coverage, but also the geographical impact. In fact, the primary classification system, used to evaluate and grade scientific journals' quality in Brazil, known as Qualis CAPES, when classifying a journal attributes a quality grade A, B or C, and also adds an indication of the journal´s geographical impact: Local, National or International. This classification system is used by several other institutions, especially by research funding agencies, for instance, CNPq, whose thematic committees use Qualis CAPES classification to quantify the researchers' and Research Groups' productivity. This article discusses several possibilities for geographical impact evaluation and presents the mechanism used by Ambiente e Água – An Interdisciplinary Journal of Applied Science (Ambi-Água) to monitor the extent of its spatial impact. Keywords: Ambi-Agua; Qualis CAPES; Google Analytics; academic journals indexing; Environment and Water. INTRODUCTION

Until recently the evaluation of the geographical impact of a scientific journal was limited to the analysis of the authors' or experimental sites' origin and to citation indices for instance, the "Science Citation Index (SCI®)" or the Journal Citation Reports (JCR®), maintained since 1975 by Thomson Scientific (2007).

Dewitt et al. (1980), analyzing several systems recognized the importance of the citations indices but, advised that it should be used with great caution in order to ascertain the quality of an article or a scientific journal, especially, due to self citations or many authors' articles. Buchanan (2007) called attention to another deficiency of those citations indices when the editorial procedure of a journal doesn't identify clearly when a citation begins and when it finishes. Gupta et al. (2005) discussed mathematically how citations develop with time in the academia community and mentioned that most publications are not referenced after five years, except, few relevant articles. Szklo (2006) indicated the need for quality evaluation of articles after they have been published and concluded that citation indices should not be used and mentioned several flaws of those indices based on Walter et al. (2003) study. These authors indicated that the "Impact Factor" (IF), defined as the number of citations divided by the number of articles published in the two previous years is conceptually and technically flawed due to the following reasons:

• “the quality of published material cannot be constrained by time — the two-year period set by the ISI for citations is arbitrary;

mailto:[email protected]

BATISTA, G. T. Geographical impact of scientific journals. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 12-18, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.29)

• the number of journals in the ISI’s database is a minute proportion of those published;

• reviews are cited more frequently than original research, thus favouring journals that opt for these articles as part of a publishing strategy;

• the IF does not take into account self-citations, which amount to a third of all citations;

• errors are common in reference lists (occurring in up to a quarter of references), inevitably affecting IF accuracy; and

• the assumption of a positive link between citations and quality is ill-founded, in that we cite articles for diverse reasons, including to refer to research judged suspect or poor.”

Walter et al. (2003), in addition, related the following criteria as quality indicators: • “adds consequentially to the field through original, innovative

research findings; • expands or challenges current knowledge; • opens additional areas for new research activity; • opens a pathway to advance knowledge; • integrates discoveries obtained by different approaches and/

or disciplines through creative synthesis, thus bringing new insights to bear on original research; and

• reflects critically on research findings to guide the direction of further research.”

Of course those recommendations by Walter et al. (2003) for post publication analysis of an article can be included in the editorial procedure before the publication depending on the editorial policy of the journal. Brazilian system for quality evaluation of scientific journals - the Qualis CAPES system

The Brazilian government agency, CAPES, is responsible for the classification of journals associated with accredited graduate degree programs. The journals are classified according to their circulation as Local, National, or International and to their quality as A-high, B-average, and C-low, by several evaluation committees within CAPES sub-areas. CAPES uses the Qualis system to evaluate the Graduate Schools National System. The system is based on information annually supplied by the graduate programs: the so-called “Coleta de Dados” package. This is a computerized system that collects information about registered graduate degree programs in the National System of Masters, Doctorate and Professional Master's Degrees.

The classification is implemented by the specific Evaluation Area using an application called WebQualis. A journal can have, in different areas, different classifications. Areas have their own criteria, previously defined after following guidelines established by the CAPES Technical Scientific Council. Annually the system is updated with new journals. For a journal to be inserted in the Qualis list it must have been previously listed in the Annual Report sent to CAPES (“Coleta de Dados”), with an indication that professors, students or researchers have published scientific articles in that journal. Later on, that journal undergoes a standard check to confirm the validity of the ISSN code and of the journal’s title. Additionally, it has to be indicated by the Evaluation Area as relevant to be published in Qualis of each specific

13

BATISTA, G. T. Geographical impact of scientific journals. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 12-18, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.29) area. Another possibility of a journal to be listed is by direct indication from the Area Representative.

Reclassification implies in the modification of a previously classified journal. This is accomplished in the first year of each three-year cycle remaining the same during that period, except in special cases when the area requests the correction or adjustment of the previous classification.

The circulation impact classification criteria (that classifies as Local, National or International) vary among the several thematic areas of CAPES. In general all areas analyze the indigenousness of the articles taking into account the authors' origin and the article impact in citation indices such as JCR (Thomson Scientific, 2007) or its acceptance by SciELO - Scientific Electronic Library Online (http://www.scielo.org). Thus, it is possible to have a national journal classified as international if it had a significant value in JCR. Geographical impact of Ambiente e Água – An Interdisciplinary Journal of Applied Science (Ambi-Água)

The Ambiente e Água Journal exercises the “golden open access” policy and search quality standard based on a large, highly qualified, peer review panel. The open access is powered by the OAI-PMH communication protocol (Batista, 2007). Figure 1 shows the countries that have frequently accessed Ambi-Água.

Figure 1. Countries from where Ambi-Água has been more frequently accessed in a period of 2.5 months (October 1st to December 15, 2007). Total of 3,630 visits from 73 countries/territories. Source: Google Analytics (2007).

Table 1 shows the number of visits from countries where Ambi-Água has been most

frequently accessed. A total of 3,630 visits produces an average of 3.34 pages per visit and a medium time of 2:13 minutes per visit.

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Figure 2 shows the distribution of the cities from where the most frequent accesses came from. The 3,630 visits, in the same period, originated from 493 different cities.

Table 2 shows the cities from where the 10 most frequent accesses came from, the number of pages visited, and the average duration time of each visit. Table 1. Frequency of access from the 10 countries from where Ambi-Água has been mostly accessed in the period of 2.5 months (October 1st to December 15, 2007).

Order of frequency

Country/territory Visits Pages/visit Average time

in site 1 Brazil 2,895 3.35 00:02:14 2 Portugal 123 2.17 00:00:56 3 United States 99 3.00 00:01:02 4 Mexico 56 5.11 00:04:29 5 Spain 55 2.89 00:01:11 6 Germany 30 5.27 00:02:42 7 United Kingdom 29 4.24 00:00:53 8 Turkey 22 2.14 00:00:25 9 China 21 1.71 00:02:07

10 Japan 20 6.60 00:08:52

Figure 2. Cities from where Ambi-Água has been mostly frequently accessed in the period of 2.5 months (October 1st to December 15, 2007). Source: Google Analytics (2007).

It can be observed that visits originated in different countries or cities have different

characteristics. The interpretation of those characteristics is still premature due to the short monitoring time, only 2.5 months. It is important to emphasize the functionality of this monitoring tool (Google Analytics, 2007). That system allows the analyzes of visitors' flow and it supplies a detailed report on the entrance and exit pages, and it identifies which content was more explored, at no charge. That is important for a scientific journal, because it allows, for instance, knowing which articles are being more accessed. That system also informs how the readers found the journal and how they navigated throughout its content.

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Table 2. Cities from where Ambi-Água has been mostly accessed in a period of 2.5 months (October 1st to December 15, 2007).

Order of frequency City Visits Pages/visit Average Time

in site 1 São Paulo 330 3.25 00:01:55 2 Rio de Janeiro 250 1.86 00:01:24 3 Sao José dos Campos 198 10.48 00:08:37 4 Belo Horizonte 181 1.97 00:01:14 5 Brasília 170 2.63 00:01:31 6 (“not set”) 165 3.18 00:01:38 7 Goiânia 89 2.17 00:01:41 8 Florianópolis 80 3.00 00:02:01 9 Curitiba 77 1.66 00:00:31 10 Porto Alegre 74 2.82 00:01:26

Another important way of evaluating the geographical impact of a scientific journal is to

analyze the regional origin of the published articles, the members of the editorial board and the peer review panel. Batista (2007b) presents the ad hoc peer review panel members of the Ambi-Água, as of April, 2007, organized by State and region. The Expedient Section of this edition (Volume 2, Number 3) presents a list of current Ad Hoc Peer Reviewers of Ambi-Água. Table 3 presents the origin of all primary authors that already published in Ambi-Água, organized by State/Country, and the institution of the first author.

Table 3. Origin of first authors that already published in Ambi-Água (Volumes 1 (2006) and 2 (2007)).

State/County Institution Nº Articles 1 SP UNITAU 9 2 SP INPE 8 3 SP CSA/CTA 1 4 SP UNESP/FEG 1 5 SP UNESP/Sorocaba 1 6 SP IG/SMA 1 7 SP UFSCarlos 1 8 SP UNICAMP 1 9 DF UnB 2

10 MG UFUberlândia 1 11 MG UFV 1 12 PA SIVAM 1 13 PA UFPA 1 14 PB UFPB 2 15 PR UFPR 1 16 RS UFPelotas 1 17 Cuba Centro de Investigaciones Pesqueras 1 18 MD/EUA U. of Maryland 1

The indexation of a scientific journal in several international directories (Data

Harvesters) increases its visibility and circulation. In addition, the publication in several languages and the presentation of an English version of all published abstracts and keywords is expected to enhance the geographic impact of a journal. Table 4 shows the directories that list Ambi-Água. As Ambi-Água is indexed by the Open Archives Initiative, any Service

BATISTA, G. T. Geographical impact of scientific journals. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 12-18, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.29) Providers registered in the OAI-PMH can index Ambi-Agua automatically, therefore, increasing the visibility of its published articles. Table 4. Directories that list the journal Ambi-Água as of December of 2007.

Directories of Scientific Journals Link to Find Ambi-Água

OAIster : The University of Illinois OAI-PMH Data Provider Registry: http://gita.grainger.uiuc.edu/registry/details.asp?id=2190

Open Journal Systems: http://www.openarchives.org/Register/ListFriends http://www.agro.unitau.br/seer/index.php/index/oai

The Public Knowledge Project is a federally funded research initiative at the University of British Columbia and Simon Fraser University on the west coast of Canada.

http://livre.cnen.gov.br/ConsultaPorLetra.asp?Letra=A

http://www.doaj.org/doaj?func=findJournals&hybrid=&query=Ambiente

http://www.latindex.unam.mx/revista.php?opcion=1

http://dgb.unam.mx/periodica.html

http://www.socolar.com/vn.aspx?id=6545

FINAL CONSIDERATIONS

It is quite evident that there is no single form to evaluate quality or geographical impact of a scientific article or journal. Perhaps, the best practice is to use several indicators and cautiously interpret them. Although restrictions do exist about the use of hit counting of access to the most popular articles of an electronic journal as indicator of the academic merit of those articles, the use of sophisticated and efficient systems such as the Google Analytics can be a tool of great value for the evaluation of on-line journals.

17

http://gita.grainger.uiuc.edu/registry/details.asp?id=2190

http://www.agro.unitau.br/seer/index.php/index/oai

http://www.ubc.ca/

http://www.sfu.ca/

http://www.sfu.ca/

http://livre.cnen.gov.br/ConsultaPorLetra.asp?Letra=A



http://www.latindex.unam.mx/revista.php?opcion=1

http://dgb.unam.mx/periodica.html

http://www.socolar.com/vn.aspx?id=6545

BATISTA, G. T. Geographical impact of scientific journals. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 12-18, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.29) REFERENCES BATISTA, G. T. Scientific Journal Indexing. Revista Ambi-Água, Taubaté, v. 2. n. 2, p. 3-6,

2007. Disponível em : <http://www.agro.unitau.br/seer/index.php/ambi-agua/article/ view/59/80>. Acess Dec. 2007a.

BATISTA, G. T. Retrospective and perspective of Ambiente e Água after one year of publication. Revista Ambi-Água, Taubaté, v. 2. n. 1, p. 3-4, 2007. Disponível em: <http://www.agro.unitau.br/seer/index.php/ambi-agua/article/view/42/67>. Acess Dec. 2007b.

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18




Soil loss prediction in Guaraíra river experimental basin, Paraíba, Brazil based on two erosion simulation models

(doi:10.4136/ambi-agua.30)

Richarde Marques da Silva¹; Celso A. G. Santos²; Leonardo Pereira e Silva³; Jorge Flávio C. B. da Costa Silva4

1Department of Geosciences, UFPB. DTI Scholar of MCT/CT-Hidro/CNPq

E-mail: [email protected] 2Department of Civil Engineering, Federal University of Paraíba, UFPB

E-mail: [email protected] 3Federal Center for Technological Education of Paraíba, CEFET-PB

E-mail: [email protected] 4Master student of the Graduation Program in Urban Engineering – PPGEU/UFPB/CNPq

E-mail: [email protected]

ABSTRACT In this study, two hydrological models to estimate soil losses and sediment yield due to

sheet and channel erosion, at the basin outlet, are applied to Guaraíra River Experimental Basin, located in Paraíba State, northeastern Brazil. The soil erosion models are (a) the classical Universal Soil Loss Equation (USLE), which is used to simulate annual and monthly soil losses; and (b) Kineros model, which is used to simulate the sediment yield within the basin. Kineros model is a physically-based distributed model that uses a cascade of planes and channels to represent the basin and to describe the processes of interception, infiltration, surface runoff and erosion within the basin. The USLE is computed using land use, soil erodibility, topographic digital maps, as well as observed rainfall data. It was found that Guaraíra river experimental basin has a low potential for soil losses; however, specific areas which are susceptible to the erosion process in the basin could be detected by the modeling techniques coupled to a GIS (Geographic Information System).

Keywords: USLE; Kineros model; ungauged basin.

Predição de perdas de solo na bacia experimental do rio Guaraíra, Paraíba, Brasil usando dois modelos de simulação de erosão

RESUMO Neste estudo, dois modelos hidrológicos são aplicados para estimar as perdas de solo e a

produção de sedimentos devido à erosão laminar e à erosão nos canais, na Bacia Experimental do Rio Guaraíra, localizada no Estado da Paraíba, região nordeste do Brasil. Os modelos usados são (a) a clássica Equação Universal de Perda de Solo (EUPS), usada para simular perdas de solo mensais e anuais; e (b) o modelo Kineros, usado nas simulações da produção de sedimentos na bacia. O Kineros é um modelo de base física, distribuído que usa uma cascata de planos e canais para representar a bacia e descrever os processos de interceptação, infiltração, escoamento e erosão na bacia. A USLE é calculada a partir de mapas digitais da bacia de uso do solo, erodibilidade, topografia e de dados diários observados de chuva. Ao final, verificou-se que a bacia experimental do rio Guaraíra tem um potencial baixo para perdas de solo; entretanto, áreas específicas susceptíveis ao processo erosivo na bacia puderam ser detectadas através de técnicas de modelagem acoplada a um SIG (Sistema de Informação Geográfica). Palavras-chave: EUPS; modelo Kineros; bacia não-instrumentada.


SILVA, R. M.; SANTOS, C. A. G.; SILVA, L. P.; SILVA, J. F. C. B. C. Soil loss prediction in Guaraíra river experimental basin, Paraíba, Brazil based on two erosion simulation models. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 19-33, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.30) 1. INTRODUCTION

Soil erosion by water is the most important land degradation problem worldwide, and it is a serious problem that stems from a combination of agricultural intensification, soil degradation, and intense rainstorms.

Actually, a large number of erosion models exists, which can be basically divided in two categories: empirical and physically-based models (Morgan, 1995). Empirical models have a statistical basis, whereas physically-based models intend to describe the acting processes on a storm event basis. Nevertheless, many models contain both empirical and physically-based components. A recent review of several current erosion models is provided by Merritt et al. (2003).

The empirical models are simple, but they do not penetrate into the mechanisms of the physical processes. In the case of physically-distributed models, the soil surface is subdivided into rills and interrill areas, while the soil erosion process is also analyzed into physical subprocesses.

Empirical models have been and are still used because of their simple structure and ease of application, but as they are based on coefficients computed or calibrated on the basis of measurement and/or through observed field data, as digital map or field trip, they have limited applicability outside the range of conditions for which they have been developed. Adaptation to a new environment requires a major investment of resources and time to develop the database required to drive them.

The Universal Soil Loss Equation (USLE) is the most widely used empirical erosion model (Wischmeier; Smith, 1978). It estimates soil erosion from an area simply as the product of empirical coefficients, which must therefore be accurately evaluated. Original values of such coefficients were derived from field observations in different areas within the eastern U.S., but they have been expanded with time using information gathered by researchers who have applied the USLE (and derived models) in different countries in the world e.g., El-Swaify; Dangler (1976); Dissmeyer; Foster (1981); Renard et al. (1997).

On the other hand, physically-based models simulate the individual components of the entire erosion process by solving the corresponding equations; and so it is argued that they tend to have a wider range of applicability (Amore et al., 2004). Such models are also generally better in terms of their capability to assess both the spatial and temporal variability of the natural erosion processes.

Kalin et al. (2003) investigated the effect of geomorphologic resolution on runoff hydrographs and sedigraphs over two small USDA experimental watersheds using Kineros model with ArcView interface, and they revealed that the basin geometric simplification for rainfall-runoff-erosion studies may be acceptable under right combinations of rainfall events and basin properties.

Martínez-Carreras et al. (2007) simulated badland erosion with Kineros in small microbasins in order to test the performance of the physically-based soil erosion model. Results are intended to better understand the role of summer rainstorms in annual and interannual catchment sediment yield rates, and the relevance of temporal sediment stores in the drainage network.

Prediction of runoff and erosion in ungauged hydrological basins is one of the most challenging tasks anywhere and especially a very difficult one in developing countries where monitoring and continuous measurements of these quantities are carried out in very few basins either due to the costs involved or due to the lack of trained personnel in sufficient number. Therefore, the aim of this study was the evaluation of the soil loss and sediment yield

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SILVA, R. M.; SANTOS, C. A. G.; SILVA, L. P.; SILVA, J. F. C. B. C. Soil loss prediction in Guaraíra river experimental basin, Paraíba, Brazil based on two erosion simulation models. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 19-33, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.30) by the application of two models, the empirical USLE and the physically-based Kineros model, to Guaraíra river experimental basin, using a distributed approach, for further uses in ungauged basin in northeastern Brazil.

2. MATERIAL AND METHODS

2.1. Study Area The studied area is the Guaraíra river experimental basin, which is located within

Gramame river basin (Figure 1), in northeastern Brazil. This basin was chosen for the implantation of equipments in order to monitor the hydrological variables. Guaraíra river basin has an area of 5.84 km² and it is located between the coordinates 9,190,000 mN, 9,195,000 mN and 274,000 mE, 277,000 mE.

919 5

0 00

Gramame river basin

280000

9205

000

9185

000

HydrographyCity boundary

270000 300000290000

1Scale

0 42 3 km5

Guaraira river basin

FogoPedras de

Alhandra

Espírito SantoCruz do

Santa Rita

PessoaJoão

Conde

GRAMAME RIVER BASINMAP OF NORTHEAST

N

S

EW

-10º

-12º

-5º

-40º-45º

Figure 1. Location of Guaraíra river experimental basin and Gramame river basin in northeastern Brazil. 2.2. The USLE

Universal Soil Loss Equation (USLE) is an empirical model that was developed to predict the long term average annual rate of erosion on a field slope based on rainfall pattern, soil type, topography, crop system and management practices. USLE only predicts the amount of soil loss that results from sheet or rill erosion on a single slope and does not account for additional soil losses that might occur from gully, wind or tillage erosion.

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SILVA, R. M.; SANTOS, C. A. G.; SILVA, L. P.; SILVA, J. F. C. B. C. Soil loss prediction in Guaraíra river experimental basin, Paraíba, Brazil based on two erosion simulation models. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 19-33, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.30)

This erosion model was created for use in selected cropping and management systems, but is also applicable to nonagricultural conditions such as construction sites. The USLE can be used to compare soil losses from a particular field with a specific crop and management system to tolerable soil loss rates. Thus, alternative management and crop systems may also be evaluated to determine the adequacy of conservation measures in farm planning. This soil loss equation is as follows: A = R ´ K ´ LS ´ C ´ P [1] where A is computed soil loss per unit area (usually in tons/hectare/year); R is rainfall and runoff factor; K is soil erodibility factor; LS is the topographic factor (slope degree and length); C is cover and management factor (ratio of soil loss from an area with specific cover and management to an identical area in tilled continuous fallow); P is support practice factor (ratio of soil loss with a support practice factor such as contouring, terracing, etc, to a straight-row farming up and down slope).

Derivation of the factors required by USLE is well-documented in the literature (e.g., Williams; Berndt, 1976; Wischmeier; Smith, 1978; Foster et al., 1983; Desmet; Govers, 1996; Kinnell, 2005). However, the recent advent of GIS and remote sensing technology has enabled more accurate estimations of some the USLE factors, specifically those of slope length and steepness. 2.2.1. Erosivity factor (R)

The R factor represents the erosivity of the rainfall at a particular location. An average annual value of R is determined from historical records and is the average annual sum of the erosivity of individual storms. The R factor is the average annual summation of (EI) values, and it was obtained using the Equation [2] developed by Lombardi Neto and Moldenhauer (1980), and using observed data from 2003 to 2005 from five rain gauges.

EImonthly = 89.823 (Pm² / Pa) 0.759 [2]

where EImonthly is the monthly average of the erosion index (MJ/ha×mm), for the considered month; Pm is the monthly precipitation (mm) also for the considered month; and Pa is the annual mean precipitation (mm). The precipitation in the basin, computed by the Thiessen method (Equation 3), and the results of the rain energy factor (EImonthly) were computed for each month. Table 1 presents the locations and data range of the selected rain gauges.

T

n

iii

A

PAP

∑== 1 [3]

where is the mean precipitation in the basin (mm); Ai is the polygon area assigned to ith gauge (km²); Pi is the precipitation recorded at the ith gauge (mm); and AT is the basin area.

22


Table 1. Location and data range for the used rain gauges.

Identification Latitude Longitude Period of data Rain gauge 1 7º 17’ 40”S 35º 02’ 34”W 2003–2005 Rain gauge 2 7º 17’ 55”S 35º 01’ 51”W 2003–2005 Rain gauge 3 7º 18’ 51”S 35º 01’57”W 2003–2005 Rain gauge 4 7º 17’51”S 35º 01’ 17”W 2003–2005 Rain gauge 5 7º 17’ 71”S 35º 01’ 25”W 2003–2005

2.2.2. Soil erodibility factor (K)

The determination of the soil erodibility factor was based on the soil textures which exist in Guaraíra basin by using the soil map. A spatial soil distribution in the basin is shown in Figure 2 and the K factor values used in the present work are presented in Table 2.

275,000mE 277,000mE276,000mE

9,19

1,00

0mN

9.19

3,00

0mN

9 ,19

4,00

0mN

9,19

5,00

0mN

9,19

2,00

0mN

Hydrography

TopographyHPPV3

150100

PROJECTION UTM - CENTRAL MERIDIANE: 33HORIZONTAL DATUM : CORREGO ALEGRE-MG (BRAZIL)

500

SCALE

1000 m0

N

S

EW

N

S

EW

Hydrography

275,000mE 277,000mE276,000mE

9,19

1,00

0mN

9,19

3,00

0mN

9,19

4,00

0mN

9,19

5,00

0mN

500

SCALE

1000 m0

3.532- 4.4154.415 - 5.2985.298 - 6.181

0 - 0.8830.883 - 1.7661.766 - 2.6492.649 - 3.532

FATOR LS

Figure 2. Topography and soil types in thee experimental basin.

Figure 3. LS factor map computed by Equation [4] in SIG.

Source: SUDENE (1972).

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SILVA, R. M.; SANTOS, C. A. G.; SILVA, L. P.; SILVA, J. F. C. B. C. Soil loss prediction in Guaraíra river experimental basin, Paraíba, Brazil based on two erosion simulation models. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 19-33, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.30) Table 2. Values of K factor according to the soil types in Guaraíra river experimental basin.

Soil types Texture Class K (t⋅ha⋅h/ha⋅MJ⋅mm)

Podzolic Red-Yellow Clay-Sand PV3 0.032 Podzol Hidromorfic Clay HP 0.021

2.2.3. Topographic factor (LS)

For direct application of the USLE, a combined slope-length and slope-steepness (LS) factor was evaluated for Guaraíra basin. There are several methods to determine this factor, e.g, Williams and Berndt (1976), Moore and Burch (1986), Desmet and Govers (1996), and Kinnell (2005). In this study, the LS factor was estimated from the digital elevation model (DEM). This technique for estimating the LS factor was proposed by Moore and Burch (1986), which was also used by Engel and Mohtar (2007) and tested to the Brazilian conditions by Lima et al. (2006) and Souza et al. (2006), using Equation [4].

3.14.0

0896.0sin

13.22⎟⎠⎞

⎜⎝⎛ θ

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛=

VLS [4]

where V is runoff depth times the cell size, q is the slope angle in degrees.

The technique to compute LS requires the values of the flow accumulation and the slope steepness. Thus, the flow accumulation and slope steepness were computed from a DEM using watershed delineation techniques. Topographic factor is one the main factors responsible for the final soil erosion caused by water when evaluated by USLE. To model the topographic factor for a watershed is necessary to quantitatively spatialize it for the entire watershed. This can be done in a GIS environment. Figure 3 shows the LS factor map of Guaraíra river experimental basin, obtained in this study. 2.2.4. Cropping (C) and support practice (P) factors

The Cropping and Management Factor (C) for the USLE is defined as the ratio of soil loss from a particular cropping and management to soil loss from a continuously tilled fallow area. Earlier, C values had been defined as the ratio for a particular cropping and management to soil loss from a continuously tilled fallow area or to soil loss from a conventionally tilled row cropped area. Figure 4 presents the topography and land uses founded in Guaraíra basin.

The conservation practices factor (P) is the ratio of soil loss for a specific practice to the soil loss with up-and-down hill culture. The initial practices considered for the USLE were contouring, strip-cropping, contour strip-cropping, and terraces. These were expanded to include contour listing, controlled-row grade ridge planting, contoured residue strips, and several types of terraces. Most P values were recognized to have slope-length limits and to have values that varied according to the land slope.

Finally, USLE equation basically expresses soil loss per unit area due to rainfall. It does not include wind erosion, and it does not give direct sediment yield estimates (Fistikoglu; Harmancioglu, 2002). Since all factors in the USLE equation have a spatial distribution in a watershed, a GIS-based evaluation gives more accurate results. In the GIS assisted approach (Figure 5), each equation factor is described in the form of digital maps, and five digital layers of the equation are overlaid in order to obtain spatially distributed soil loss in a watershed.

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Hydrography

TopographyForestGrassSugarcane

150100

UTM PROJECTION - CENTRAL MERIDIANE: 33HORIZONTAL DATUM : ALEGRE RIVER-MG (BRAZIL)

Pineapple

500

SCALE

1000 m0

N

S

EW

275,000mE 277,000mE276,000mE

9,19

1,00

0mN

9.19

3,00

0mN

9 ,1 9

4 ,0 0

0 mN

9,19

5,00

0mN

9,19

2,00

0mN

Figure 4. Topography and land use in basin.

Elevation terrain model

Slope length

Slope classes

LS Factor

Soil types

Use landmap

Erosivity index map

K Factor

C Factor

R Factor

Overlapping Soil LossMap

P Factor

Figure 5. Steps in estimation of soil loss by USLE.

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SILVA, R. M.; SANTOS, C. A. G.; SILVA, L. P.; SILVA, J. F. C. B. C. Soil loss prediction in Guaraíra river experimental basin, Paraíba, Brazil based on two erosion simulation models. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 19-33, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.30) 2.3. The Kineros model

Kineros model (Woolhiser et al., 1990) is a distributed kinematic physically-based runoff-erosion model that uses a cascade of planes and channels to represent the water path in the basin. Kineros model inputs assume rectangular hillslope areas being laterally contributed by water and sediment and/or to the top of channel segments (Figure 6).

This model is also an event-oriented model which describes the processes of interception, infiltration, surface runoff and erosion from small agricultural and urban basins. As stated before, the basin is represented by a cascade of planes and channels, in which the partial differential equations describing overland flow, channel flow, erosion and sediment transport are solved by finite difference techniques. Furthermore, the spatial variation of rainfall, infiltration, runoff, and erosion parameters can be also accommodated.

Figure 6. Steps in discretizing a watershed for a Kineros model simulation.

Thus, the Kineros model was selected as the physically-based model to be used during

this study. This model is primarily useful for predicting surface runoff and erosion over small agricultural and urban watersheds. Runoff is calculated based on the Hortonian approach and infiltration is calculated by Smith and Parlange (1978) infiltration model. It requires the watershed to be divided into homogeneous overland flow planes and channel segments, and it models water movement over these elements in a cascading fashion. One-dimensional flow discharge per unit width, q, is expressed in terms of the storage of water per unit area, h (equal depth for a plane surface), through the kinematic approximation:

mahq = [5]

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SILVA, R. M.; SANTOS, C. A. G.; SILVA, L. P.; SILVA, J. F. C. B. C. Soil loss prediction in Guaraíra river experimental basin, Paraíba, Brazil based on two erosion simulation models. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 19-33, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.30) where a and m are parameters related to the slope roughness and nature of flow. The continuity equation for upland areas is:

),( txqxq

tA

c=∂∂

+∂∂

[6]

where t is time, x is the spatial coordinate, and qc is the net lateral inflow rate. The upstream condition is determined by the flow entering at the upstream end. The continuity equation for one-dimensional flow in channels is:

)t,x(qxA

dAdQ

tA

c=∂∂

+∂∂ [7]

where A is flow cross-sectional area, Q is the channel discharge, and qc is the net lateral inflow per unit length of channel. Under the kinematic wave approximation.

Erosion and sediment transport rates are determined by solution to the sediment balance relation:

( ) ( )

( , , ) ( , )s se s c

AC QCw x t C q x t

t x∂ ∂

+ − =∂ ∂

[8]

in which Cs is the sediment concentration (m³/m³), e is the local rate of erosion or deposition (m³/s/m²), q is the rate of sediment inflow, as for lateral inflow to a channel. Erosion rate e is composed of rainsplash erosion, es (r, h), and hydraulic erosion, eh. Splash erosion is a function of rainfall energy, often related to the square of rainfall intensity. Kineros relates es to the rainfall rate, r, the fraction of covered soil, , and mean runoff depth :

( ) 2s exp)1(e rhcS dpl −γ−= [9]

Parameter Spl represents soil vulnerability to rainfall detachment, and cd represents the

effect of water depth in damping splash energy. The exponent function expresses a reduction in es with increasing depth of surface water, reflecting its dampening effect on splash energy.

Hydraulic erosion may be positive or negative (deposition), depending on the local transport capacity. Transport capacity is assumed to represent a concentration, Cm, in which erosion and deposition rates are in balance and eh is 0, assuming there is no resistance to particle entrainment. Deposition is theoretically related to settling velocity, vs, and thus a relation for eh may be found:

( smshh CCvCe −= ) [10] in which, the coefficient Ch is inversely related to soil cohesion or any other restriction on soil entrainment by flowing water, and is 1 during deposition (Cs > Cm). Cm is estimated in Kineros by a modified form of the Engelund and Hansen transport relation (Kalin et al., 2003).

27

SILVA, R. M.; SANTOS, C. A. G.; SILVA, L. P.; SILVA, J. F. C. B. C. Soil loss prediction in Guaraíra river experimental basin, Paraíba, Brazil based on two erosion simulation models. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 19-33, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.30) 2.4. Kineros model calibration

The parameters that have the strongest influence on runoff from a land cover perspective for Kineros are saturated hydraulic conductivity (Ks), porosity (f), canopy cover, and Manning’s roughness coefficient. These parameters were adjusted for each layer, according to the soil types found in the basin and also based on the mean values proposed by Green-Ampt (Rawls et al., 1991). Other parameters such as mean soil capillarity drive (G), mean microtopographic spacing (Sp), volumetric rock fraction (R) were based on either field observation or digital maps, as shown in Tables 3 and 4. After that, the obtained simulation results were inserted into a GIS.

Table 3. Parameters for the soil upper layer used in the calibration process.

Parameters Symbol Upper layer Thickness of upper soil layer H 400 – 550 mm Mean microtopographic spacing Sp 0.1 – 0.3 m Rainfall splash coefficient cf 50 Soil cohesion coefficient co 0.5 Fraction of surface covered by canopy Cs 2 – 4 Initial degree of soil saturation θsi 0.4 – 0.7 Manning roughness coefficient n 0.02 – 0.005

Table 4. Parameters for the two-layers soil profile used in the calibration process.

Parameters Symbol Upper layer Lower layer Mean capillary drive G 20 – 25 mm 12 – 16 mm Saturated hydraulic conductivity of the soil Ks 2.2 – 3.0 mm/h 1.8 – 2.0 mm/h Pore size distribution index λ 0.29 – 0.32 0.16 – 0.18 Volumetric rock fraction Ro 0.0 – 0.0 0.0 – 0.1 Porosity φ 0.32 – 0.40 0.16 – 0.24 3. RESULTS AND DISCUSSION 3.1. Application of Kineros model to the Guaraíra basin

Figure 7 illustrates the geometric abstraction of a watershed into channel and plane elements, which are 30 overland flow subareas and 9 channel sections for simulation purposes. As the illustration suggests, this subdivision was performed along streamlines, and the elements were selected to distinguish and conserve the management areas indicated in the furnished maps through the geoprocessing techniques. These subareas were treated as rectangles of equivalent area, when the length and mean slope were preserved.

This subdivision was a compromise, in so far as some local slope variations could have been represented only by using far more elements. It was later learned that furrow directions in some cases did not match the topographic trend, which would affect the derivation of slope and flow length for areas with significant furrow depths. The data did not specify furrow geometries, which were assumed according to crop type.

28


Guaraíra Basin

HydrographyDivision of elements

UTM PROJECTION - CENTRAL MERIDIANE: 33HORIZONTAL DATUM : ALEGRE RIVER-MG (BRAZIL)

500

SCALE

1000 m0

275,000mE 277,000mE276,000mE9,

191,

000m

N9.

193,

000m

N9,

194,

000m

N9,

195,

000m

N9,

192,

000m

N

500

SCALE

1000 m0

(a) (b)

Figure 7. (a) Lateral boundaries of the elements in which the Guaraíra basin was subdivided for Kineros, and (b) basin scheme in plane and channel elements. It was assumed, in the absence of detail on furrow depth and direction, that flow follows topographic directions.

3.2. Estimation of soil loss and sediment yield in Guaraíra basin

The estimation of soil loss was calculated through overlapping of all the maps of R, K, LS, C and P, which were integrated to generate the erosion map to find out the spatial distribution of soil loss within GIS environment for the Guaraíra river basin. The average rainfall erosivity factor (R) for the years 2003, 2004 and 2005 was found to be 528 (MJ/ha×mm). Thus, Figure 8 shows soil loss in the Guaraíra basin using USLE, expressed in five broad classes and ranging from 0.0 up to 3.2 ton/ha/year, which can be considered as very low risk areas. The mean annual soil loss rate can be assumed as around 1.6 ton/ha/year.

Figure 9 presents the computed sediment yield in Guaraíra basin in four classes, using Kineros model, in which the mean annual soil loss rate can be in the oder of 2.8 ton/ha/year. The sediment yield in the area during those analyzed years can be considered of moderate magnitude, mainly due to the small area of basin.

In addition, Figure 10 presents the mean precipitation and the EImonthly, which are monthly computed in the basin. From this relationship, it is observed that the largest values of erosivity and rainfall, in Guaraíra basin, were observed from May to July (around 57%). Even taking into account the wide spatial diversity and limitations in the data, it was found that, in general, the USLE can be used to predict soil loss in the basin. As the Figure 11 shows, the erosion depends mainly on the precipitation depth and a relationship could be done as shown in the same Figure.

29


275,000mE 277,000mE276,000mE9,

191,

000m

N9,

193,

000m

N9,

194,

000m

N9,

195,

000m

N

N

S

EW

Hydrography

500

SCALE

1000 m0

0 |- 0.60 -

- 11 - 6

.6 | 1.31.3 | .9.9 | 2.

2.6 |- 3.2

Soil Loss (t/ha/year)

N

S

EW

500

SCALE

1000 m0

0 |- 0.30 -

- 11 - 6

.3 | 0.70.7 | .3.3 | 4.

275,000mE 277,000mE276,000mE

9,19

1,00

0mN

9,19

3,00

0mN

9,19

4,00

0mN

9,19

5,00

0mN

Sediment yield (t/ha/year)

Figure 8. Estimation of soil loss using USLE in Guaraíra basin.

Figure 9. Estimation of sediment yield using Kineros model.

EImonthly

Precipitation

Jan Feb Mar Apr May Jun Jul Aug Sep Oct Nov DecMonths

0

400

800

1200

1600

EIm

onth

ly(M

J/ha

. mm

)

0

50

100

150

200

250

Pre

cipi

tatio

n (m

m)

Figure 10. Rainfall erosivity and annual precipitation distribution in Guaraíra basin.

30


0

0.4

0.8

1.2

1.6

2

E (

t/ha/

year

)

0 50 100 150 200 250P (mm)

E = 0.0090 × P - 0.2450

r² = 0.97RMS = 0.01

Figure 11. Relationship between mean annual precipitation (P) and soil loss computed by USLE (E).

4. CONCLUSIONS

In this paper, it was shown the integration of USLE and Kineros model with GIS in order to model the soil erosion potentialities in an ungauged basin named Guaraíra river experimental basin, located in northeastern Brazil. The simulation results have demonstrated the importance of detailed hydrologic information to successful erosion simulation.

Results obtained in this paper are preliminary, thus the models should be calibrated and verified by further field research. However, the study showed that GIS allows more effective and accurate applications of the USLE and Kineros models for basin with available spatial data. The soil loss results, simulated by the USLE, showed that these losses within the basin ranged from 0 to 3.2 ton/ha/year and that the period from May to July presents the greatest losses while the period from September to December shows the smallest ones. In the Kineros modeling, the sediment yield was estimated in the order of 0 to 4.6 ton/ha/year for the same period, and the susceptible areas to the erosion process are well determined. In general, the Guaraíra river experimental basin shows a soil loss potential which could be considered as very low for the studied period; however, special attention must be taken from May to July mainly on those areas indicated by this study. 5. ACKNOWLEDGEMENTS

This research was financially supported by MCT/CT-Hidro/CNPq (n. 13/2005), and the authors are also CNPq scholars. 6. REFERENCES AMORE, E.; MODICA, C.; NEARING, M. A.; SANTORO, V. C. Scale effect in USLE and

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31

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33




Ecotoxicological evaluation of leachate from the Limeira sanitary landfill with a view to identifying acute toxicity


Núbia Natália de Brito-Pelegrini1; Ronaldo Teixeira Pelegrini2; José Euclides Stipp Paterniani1

1Universidade Estadual de Campinas, Faculdade de Engenharia Agrícola - UNICAMP – FEAGRI

E-mail: nú[email protected]; [email protected] 2Centro Superior de Educação Tecnológica – CESET – UNICAMP

E-mail: [email protected] ABSTRACT

Final disposal of solid waste is still a cause for serious impacts on the environment. In sanitary landfills, waste undergoes physical, chemical, and biological decomposition, generating biogas and leachate. Leachate is a highly toxic liquid with a very high pollution potential. The purpose of this work is to evaluate toxicity of in natura leachate samples collected from Limeira Sanitary Landfill, in Limeira, SP. The ecotoxicological evaluation comprised acute toxicity assays using as test organisms Daphnia Similis, seeds of Eruca sativa (arugula), and Allium cepa roots (onion). Analyses of color, pH, turbidity, conductivity, hardness, nitrogen, total organic carbon (TOC), adsorbable organic halogen (AOX), and metals were also carried out. The main results for Eruca sativa (arugula) and Allium cepa (onion) indicated that the diluted leachate 50% presented similar toxicity to the phenol solution of 1000 mg.L-1 for arugula and 2000 mg.L-1 for onion. With the solution of Cr+6 concentrations of 3000 mg.L-1 for arugula and 2000 mg.L-1 for onion were found. For analyses with Daphnia Similis the EC50 was 9.3% on average. This way it was possible to observe that biological tests are necessary to evaluate the pollution in the effluents or water bodies. These tests serve to determine the toxic potential of a chemical agent or complex mixture. Keywords: acute toxicity; waste leachate; toxicity evaluation; sanitary landfill. Avaliação ecotoxicológica do percolado do aterro sanitário de Limeira

visando à identificação da toxicidade aguda

RESUMO A disposição final de resíduos sólidos é uma prática que ainda traz sérios impactos ao

meio ambiente. Nos aterros sanitários, os resíduos passam por processos físicos, químicos e biológicos de decomposição, gerando biogás e percolado. O percolado é um liquido com elevado potencial poluente e alta toxicidade. Este trabalho tem como objetivo o estudo da avaliação da toxicidade realizada em amostras de percolado (“in natura”) coletadas no Aterro Sanitário de Limeira-SP. A avaliação ecotoxicológica foi realizada através de testes de toxicidade aguda utilizando como organismos testes: Daphnia Similis, sementes de Eruca sativa (rúcula) e Allium cepa (cebola). Foram realizados também análises de Cor, pH Turbidez, Condutividade, Dureza, Nitrogênio, Carbono Orgânico Total (TOC), Halogênios Organicamente ligados (AOX) e Metais. Os principais resultados para Eruca sativa (rúcula) e

PELEGRINI, N. N. B. P.; PELEGRINI, R. T.; PATERNIANI, J. E. S. Ecotoxicological evaluation of leachate from the Limeira sanitary landfill with a view to identifying acute toxicity. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 34-43, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.31) Allium cepa (cebola) indicaram que o percolado diluído 50% apresentou toxicidade similar a solução de fenol de 1000 mg.L-1 para rucúla e 2000 mg.L-1 para cebola. Com a solução de Cr+6 as concentrações encontradas foram de 3000 mg.L-1 para rúcula e 2000 mg.L-1 para cebola. Para as análises com Daphnias similis o CE50 foi, em média, de 9.3%. Dessa forma foi possível observar que para avaliação da poluição dos efluentes ou corpos hídricos é necessário a utilização de testes biológicos por meio dos quais se determina o potencial tóxico de um agente químico ou de um mistura complexa. Palavras-Chave: toxicidade aguda; percolado de aterro; avaliação da toxicidade; aterro sanitário. 1. INTRODUCTION

The final disposition of solids waste is a practice that still brings serious impacts to the environment, generating polluting byproducts such as leachate, a dark-colored, strong-smelling, highly toxic liquid. Leachate originates from the decomposition of organic matter, the intensity of pluvial waters, and other liquids derived from waste (Bertazzoli; Pelegrini 2002).

The toxicity and impact provoked for the Leachate on microflora and microfauna is very strong and they are influenced by various factors such organic matter, heavy metals and nitrogen concentrations, as well as mass flux of contaminants being transported (Isidori et al., 2003). Identifying compounds that cause the toxicity in the leachate is not easy because the physical-chemical characteristic of leachate is highly variable and dependant on the following factors: local environment conditions, time elapsed after waste disposal and landfill characteristics as well (Bertazzoli; Pelegrini 2002; Jeong-Hoon et al., 2001; Seco et al., 2003).

Toxicity tests are bioassays used in pollution control for determining the maximum permitted concentrations of a given chemical agent for the development/survival of certain living organisms (Buratini et al., 2004; Bertolleti et al., 1988; Zagatto et al., 1987). To measure the various effects of pollutants, it is important that toxicity tests are performed using organisms from different trophic levels (Bernard et al., 1997).

Toxic compounds can have two different effects on living organisms: acute toxicity, which is possible to evaluate in the short term upon the death of the organism, and chronic toxicity, whose evaluation takes longer since, in this case, sub-lethal effects must be analyzed (Buratini et al., 2004; Bertolleti et al., 1988; Zagatto et al., 1987).

In this work, acute toxicity was studied in samples of in natura leachate with a view to determining the degree of pollution and contamination of this wastewater.

2. MATERIALS AND METHODS 2.1 Collection Site and Collection Methods

Leachate was collected at the Limeira Sanitary Landfill, which is located on Tatuibi Road in Limeira, SP. The landfill comprises an area of approximately 50 hectares (123, 55 acres) of which 190.000m2 (2.045.142, 98ft²) are meant for the disposal of domestic waste and industrial waste.

This landfill has a system for leachate drainage, which is treated in waste stabilization ponds. These leachate is first treated in an anaerobic pond and then in a facultative pond. Leachate was collected in polyethylene containers, which were stored in a dark room at approximately 4o C until sample analysis. This work was carried out from April to June 2005.

35

PELEGRINI, N. N. B. P.; PELEGRINI, R. T.; PATERNIANI, J. E. S. Ecotoxicological evaluation of leachate from the Limeira sanitary landfill with a view to identifying acute toxicity. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 34-43, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.31) 2.2 Implementation of applied methodologies 2.2.1 Determination of acute toxicity in Eruca sativa (arugula)

A method still under study was used for the toxicological study with seeds of Eruca sativa (arugula). The method consists of placing a paper disk treated with the sample material in a Petri dish and then spreading 50 seeds of arugula on the disk surface. The purpose of the study is to determine the rate of germination of the arugula seeds as well as observe growth inhibition caused by the different concentrations of the sample within a 24- hour period.

2.2.2 Determination of acute toxicity in Allium cepa (onion)

A test using Allium cepa as a pattern for environmental monitoring was developed and presented by Fiskesjo (1985). In the case of leachate, the toxicological assays were performed using the method for industrial effluents proposed by Ribeiro (1999). The method consists on the disposal small onions at the chemistry tubes containing the sample in such a way that the onions´ radicular systems (roots) are kept in contact with the sample. The purpose of the study is to determine the roots’ rate of growth, as well as growth inhibition caused by different concentrations of the sample, all in a five-day period. The onions were kept at room temperature and under natural luminosity. Distilled water was used for both sample dilution and control, with onion bulb diameters ranging from 3.5 to 4.0 cm.

2.2.3 Determination of acute toxicity in Daphnia similis

The method specified under NBR 12713 (ABNT, 2003) was used in the toxicological assay with Daphnia similis. It consists of exposing young organisms of the genus Daphnia to various dilutions of the sample within a period of 48 hours. 2.3 Analyses

The following parameters were employed to evaluate toxicity of leachate: pH, color, turbidity, conductivity, hardness, nitrogen, total organic carbon (TOC), adsorbable organic halogen (AOX), and metals.

All analyses were performed in accordance with the Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater 20th Edition (1998), except for the analysis of TOC, which was in accordance to ISO 8245 (ISO, 1999), and the analysis AOX, which was carried out according to the methodology specified under ISO 9562 (ISO, 1989), using a TOC Euro Glass 1200 device.

3. RESULTS AND DISCUSSION 3.1. Leachate Toxicity

The studies were aimed to estimate the rate of inhibition of seed germination for arugula and onion (Figure 1) and Daphnias similis (Figures 2 and 3).

In order to estimate leachate toxicity, studies were carried out using solutions of phenol and Cr+6 at an inhibition rate similar to that found in leachate diluted to the 50% strength. The results indicated similar toxicity to that found for the phenol solution to 1000 mg.L-1 used for arugula and 2000 mg.L-1 for onion. For Cr+6, the concentrations found were 3000 mg.L-1 for arugula and 2000 mg.L-1 for onion (Figure 1).

In the case of Daphnias similis, various preliminary tests were also carried out and a specific computer program (Jsper) for the calculation of the EC50 was used (Figures 2 and 3).

36

PELEGRINI, N. N. B. P.; PELEGRINI, R. T.; PATERNIANI, J. E. S. Ecotoxicological evaluation of leachate from the Limeira sanitary landfill with a view to identifying acute toxicity. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 34-43, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.31)

It was possible to observe that the concentration that inhibited 50% of the organisms in this case was practically the same for all the assays performed during the three months of research.

0

20

40

60

80

100

Cr+6

Cr+6

2000mg/L

3000mg/L

Pheno

lJu

neMayApril

Pheno

lJu

neMayApri

l

2000mg/L

1000 mg/L

Inhi

bitio

n ra

te %

Toxicity (Leachate diluted to the 50%)

Leachate Toxicity in Arugula Phenol and Cr+6 Toxicity in Arugula Leachate Toxicity in Onion Phenol and Cr+6 Toxicity in Onion

Figure 1. Toxicity assay for arugula and onion, leachate diluted to 50% strength, as compared to solutions of phenol and Cr+6

(April-June 2005).

1.0% 3.0% 4.0% 5.5% 7.5% 10.0%

0

15

30

45

60

75

90

Inhi

bitio

n %

Dilution of samples

EC50 = 8.9% April

EC 50 = 9.8% May

Figure 2. Assay using Daphnia similis- April-May 2005.

37


2.0% 4.0% 8.0% 12.0% 15.0% 20.0%-20

0

20

40

60

80

100

Inhi

bitio

n %

Dilution of samples

EC 50 = 9.1%June

Figure 3. Assay using Daphnia similis- June 2005.

The results of the toxicity assays highlight the high pollution potential of landfill leachate

in the city of Limeira. The impacts caused by this type of matrix are usually due to synergetic interaction between the various pollutants. High concentrations of heavy metals, organic matter, nitrogen, and organo-halogenated substances are known to contribute to extreme elevation of toxicity levels in any environment. These classes of compounds are a risk to the ecosystems and public health.

3.1.2 Metals found in the leachate

In the leachate samples studied, it was possible to detect the presence of various metals deemed as hazardous to the ecosystems (Table 1). The action of metals within the intracellular compartments can be verified in various manners. A few species are bonded to extra-cellular proteins, others are adsorbed at the level of cell walls, and yet others are diffused through the cell membrane (Araujo et al., 2006).

Table 1. Metal counts readings.

Metals

Al

Cd

Pb

Cu

Cr

Ni

Zn

K

Na

Fe

Mn

Concentration mg.L-1 25.20 2.15 1.62 39.0 5.01 11.4 33.5 6.23 1825.00 54.16 17.48

Cadmium, which was found in leachate at levels considerably above the standards for

effluent disposal (0.2 mg.L-1) (Brasil, 2005) has both a toxic and mutagenic effect on the aquatic biota. The effects on algae and invertebrates are related to an increase in cell volume and inhibition of the flow of calcium. The effects on fishes include inhibition of the various enzyme systems, such as those involved in neurotransmission, trans-epithelial transport, intermediate metabolism, and antioxidant activities. Long-term exposure to non-lethal concentrations has been reported to be connected with skeletal deformations. In the case of vertebrates, the effects are usually related to hypocalcaemia, which results from inhibition of the flow of calcium (Araujo et al., 2006).

38


Copper, despite being a micronutrient for both plants and animals, is known to be toxic to the aquatic biota when at high concentrations (maximum permitted level = 1.0 mg.L-1) (Brasil, 2005). Although little is known about the primary mechanism of toxicity in plants, it is possible to say that its main effects are photosynthesis inhibition and rupture in vegetative growth (Araujo et al., 2006).

Chrome is known to be a very toxic element, especially in high oxidation number. In leachate, chrome was detected at concentrations 100 times higher than those permitted under disposal standards (Wang et al., 2005).

Lead is potentially carcinogenic and its toxic effects on humans can be detected via symptoms originated in the nervous system, such as muscle tremor, convulsions, paralysis, and coma (Wang et al., 2005).

Nickel and zinc were also found in large amounts, and other metals commonly found in water, such as iron and manganese, were also detected in leachate at concentrations often times exceeding the permitted disposal standards (Wang et al., 2005).

All bivalent metals are known to quickly react with proteins from the amino, imino, and sulphidric groups, and a few of these metals compete with essential elements such as zinc, by dislodging from their binding sites (Araujo et al., 2006; Zoumis et al., 2000; Hirchmann; Forstner, 2000).

Mobilization of heavy metals from the landfill into leachate usually occurs both when hydrated ions are formed and by complexation with organic substrates with low molecular weight (amino acids and sugars), with polymers (fulvic and humic acids), and with colloids of high molecular weight (Zoumis et al., 2000; Hirchmann; Forstner, 2000). These organic compounds are highly colored and high coloration is one way to quantify them, as well as studying color intensity.

A study of leachate coloration was conducted with absorbance rates measured at a 400nm wavelength (Table 2). Absorbance rates of 2.46 on average were verified during the study, indicating high concentrations of organic materials capable of complexation with heavy metals. It is also important to stress that high coloration of effluents can strongly interfere with the photosynthetic processes thereby causing alterations in the aquatic biota (Kapdan et al., 2000; Kirby et al., 2000).

Significant amounts of heavy metals can also bond to both inorganic and organic particulate matter, both of which constitute an important means for leachate transportation. Turbidity measurements can also provide an estimate of the amount of particulate matter contained in leachate (Table 2). The specific area of suspended material is large and in the case of leachate, the particles can accommodate large amounts of pollutants. It was possible to observe high turbidity, which was representative of high concentrations of particulate matter. This result can indicate an increased transposition of pollutants into the leachate in addition to the resistance that the excess suspended material opposes to the passage of light.

39


Table 2. Average values of the parameters analyzed.

Parameters Mean Values SD

pH 8.01 0.20

Color – Abs. (400nm) 2.46 0.39

Turbidity (UT) 68.70 48.83

Condutivity (mS) 12.21 0.65

Hardness (mg.L-1CaCO3)

934.00 448.50

TOC (mg.L-1) 1116.10 550.77

AOX (µg. L-1 ) 690.70 370.95

NH4 + (mg.L-1) 426.00 13.65

SD- Standard Deviation. 3.1.3 Organic Compounds in leachate

Leachate is a matrix with a high degree of variation in the contents of TOC. That is due to the fact that, in leachate, high concentrations of degrading materials are continuously undergoing consecutive dilutions by both rainwater and recirculation of leachate itself. It was observed TOC values that were higher than 1000.00 mg.L-1, which characterizes wastewater with a high content of organic matter (Table 2).

In landfills over 10 years of age but still in operation, as it is the case, it is possible to find a countless number of organic compounds present in leachate which are derived from both short-term and medium-term decomposition as well as non-biodegradabable substances, the latter accounting for the strongest impact on the environment.

The structure of organic compounds is a determining factor in toxicity analyses. Organo-nitrogenated substances for instance have a highly polluting potential, especially due to its metabolites, among which is ammonia. High concentrations of ammoniacal nitrogen were detected in leachate (Table 2). Concentrations exceeding 400.00 mg.L-1 could be observed throughout the monitoring period.

The organo-halogenated compounds determined in the AOX parameter analysis are commonly defined as the fraction corresponding to the concentration containing adsorbable organically bound halogens. This class of substances is represented by highly toxical and mutagenic chemical species such as the organochlorides, the halogenated agrochemicals, the CFCs, etc. In leachate, high concentrations of AOX were detected (900µg/L), which can cause great concern since they can persist in the aquatic environments/habitats and cause bioaccumulation (Table 2).

3.1.4 Toxicity and Bioavailability

The effects of toxicity of organic compounds on the aquatic organisms can range from mortality to hepatoxicity, immunotoxicity, carcinogenicity, and metabolic alterations that can lead to a decrease in the rates of reproduction, predation, and decomposition (Araujo et al., 2006; Dave; Nilsson, 2005).

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Organo-halogenated and organo-nitrogenated compounds as well as heavy metals remain highly toxical, with a high potential of bioavailability, especially when they are water-soluble. The pH values and the ion exchange capacity are important factors that interfere with the relation between adsorption and deadsorption in compounds as it may render the specie either more or less available.

pH values of leachate were found to be slightly alkaline. This is due to the methanogenic phase of solid waste degradation at the landfill and can contribute to reduce toxicity levels since these alkaline values can favor the precipitation of metals by making them less bioavailable (Table 2).

The high values of conductivity were found for wastewaters and may influence the death of test organisms due to the excess concentration of salts and an increase in the ionic exchange ability of the compounds (Table 2). This fact is deemed unfavorable as it causes the toxicity of leachate to increase.

Water from the studied leachate is classified as hard water (carbonate concentration high) (Table 2). Studies have suggested that very hard water is capable of reducing toxicity of a few metals such as cadmium, copper, and lead. That occurs when this water complexes with these metals, thereby making them insoluble and causing bioaccumulation to decrease (Borgmann et al., 2005; Borgmann et al., 2004; Markich et al., 2005). In this case, hardness can be deemed to favor toxicity reduction. 4. CONCLUSIONS

This work corroborates the high toxicity indexes found in the leachate samples studied. Ecotoxicological evaluation of wastewater from such a source is fundamental for assessing the risks posed to both the environment and public health in municipalities where waste is not adequately treated.

Characterization of physico-chemical parameters of leachate such as pH, turbidity, and conductivity, as well as chemical parameters such as hardness, TOC, AOX, and the presence of nitrogen, biological parameters such as toxicity, and potentially available metals such as Cd, Cu, Cr, Pb, Zn, Ni, Fe, Mn were of fundamental importance in determining the contaminants present in this effluent and evaluating the potential impact of landfill leachate.

5. ACKNOWLEDGMENTS

The authors would like to acknowledge financial support from CNPq. 6. REFERENCES ARAUJO, R. P. A.; BOTTA-PASCHOAL, C. M. R.; SILVERIO, P. F.; ALMEIDA, F. V.;

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Avaliação da interação de Zinco, Alumínio, Cobre e Manganês em Chromobacterium violaceum


Tânia Cristina Sumita1; Rogério Santos Pereira1; Messias Borges Silva2; Luis Carlos Laureano da Rosa3; Mariko Ueno4

1Mestrando Escola de Engenharia Lorena – EEL – Universidade de São Paulo

E-mail: [email protected]; [email protected] 2Escola de Engenharia Lorena – EEL – Universidade de São Paulo

E-mail: [email protected] 3Núcleo de Pesquisa Econômico-Sociais – Universidade de Taubaté

E-mail: [email protected] 4Instituto Básico de Biociências – Universidade de Taubaté


RESUMO Os metais traços liberados por atividades extrativistas, mineralógicas, industriais,

agroindustriais e pelos resíduos urbanos acumulam-se no meio ambiente, afetando o equilíbrio dinâmico dos ecossistemas onde estão presentes, gerando não apenas um problema ambiental, mas também econômico. Com foco no potencial biotecnológico de Chromobacterium violaceum, o objetivo deste trabalho foi avaliar a resistência dessa cepa a quatro sais metálicos: sulfato de alumínio, sulfato de cobre, sulfato de manganês e sulfato de zinco, bem como um possível efeito de interação de 2a ordem, utilizando um planejamento fatorial completo 24. Para todos os sais estudados, usou-se a concentração de 100 mg/L ou a ausência do sal. Em uma microplaca de cultura com 96 orifícios, foram realizados os 16 experimentos, em duplicata. Uma suspensão do microrganismo foi preparada como inóculo e diluída em Caldo Nutriente para ser adicionada aos orifícios. Após 24 horas de incubação a 37ºC, foi realizada a leitura da absorbância a 410nm em leitora de microplacas Versamax. Os resultados mostraram alta capacidade de adaptação de C. violaceum aos sais estudados. A análise dos resultados pelo teste t de Student mostrou que o Manganês foi o único metal que não teve efeito significativo sobre o crescimento de C. violaceum, enquanto o Zinco foi o mais ativo, sendo observadas interações positivas envolvendo a presença do Zinco; a interação entre Alumínio e Cobre não foi relevante. Palavras-chave: Chromobacterium violaceum; sais metálicos; interação.

Evaluation of interaction of Zinc, Aluminum, Copper and Manganese on Chromobacterium violaceum

ABSTRACT The accumulation of metallic salts in the environment resulted from the explotation,

mineralogy, industrial, and agro-industrial activities and urban residues affect the dynamic balance of ecosystems, generating environmental and economic problems. The aim of this study was to evaluate the interaction of Chromobacterium violaceum with four metallic salts: aluminum sulphate, copper sulphate, manganese sulphate and zinc sulphate at concentration of 100 mg/L or the absence of them, as well as a possible 2nd order interaction effect, using a complete 24 factorial design. The 16 experimental tests were carried out in microplate culture. Suspension of microorganism was prepared in Nutrient Broth and added to the orifices. After



SUMITA, T. C.; PEREIRA, R. S.; SILVA, M. B.; ROSA, L. C. L.; UENO, M. Avaliação da interação de Zinco, Alumínio, Cobre e Manganês em Chromobacterium violaceum. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 44-53, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.32) incubation at 37ºC during 24 hours, the absorbance was carried out using a 410nm in Versamax reader. The results showed remarkable bacterial adaptability. Student t test analysis showed that manganese was the only metal that did not have significant effect on the population growth of C. violaceum while zinc was the most influent. Positive interactions involving zinc was observed, interaction between aluminum and copper was not relevant. Keywords: Chromobacterium violaceum; metallic salts; interaction. 1. INTRODUÇÃO

O estudo da resistência dos microrganismos aos metais é importante, não somente para a compreensão da homeostase do metal, mas também para a utilização desses microrganismos em biorremediação.

Os organismos vivos estão constantemente expostos aos metais pesados na natureza, freqüentemente presentes na sua forma ionizada; esses íons exercem efeitos tóxicos aos microrganismos, portanto, essa exposição seleciona e mantém as cepas capazes de tolerar seus efeitos danosos. Mecanismos de resistência eficientes têm sido identificados em bactérias e fungos.

O estudo das interações entre microrganismos e metais pode auxiliar no conhecimento das relações tóxicas de metais com organismos superiores como plantas e animais. Alguns sistemas microbianos de tolerância ao metal poderiam ser utilizados em processos biotecnológicos, tais como a biorremediação de ambientes poluídos com metais (Cervantes et al., 2006).

Chromobacterium violaceum é um bacilo Gram negativo, anaeróbio facultativo habitante de ecosistemas tropicais e sub-tropicais principalmente em água e solo, capaz de sobreviver em condições ambientais adversas. Atualmente a seqüência genômica de C. violaceum ATCC 12472 está disponível e possui considerável potencial biotecnológico, como detoxificação ambiental e também para utilização na medicina e agricultura (Carepo et al., 2004 e Duran; Menck, 2001).

Chromobacterium violaceum é um microrganismo de vida livre, normalmente exposto a condições ambientais variadas, possui metabolismo energético versátil (Lima-Bittencourt et al., 2007). É capaz de utilizar varias fontes de energia por meio de suas enzimas oxidases e redutases, o que propicia o seu desenvolvimento em ambientes aeróbios e anaeróbios. Em condições aeróbias é capaz de crescer em meio mínimo suplementado com açúcares simples como glucose, frutose, galactose e ribose, utiliza a via Embden-Meyerhoff e ácidos tricarboxílicos e também o ciclo glioxilato. Em condições anaeróbias, C. violaceum metaboliza glicose com produção de ácido acético e fórmico e também utiliza aminoácidos e lipídios como fonte de energia (Creczynski-Pasa; Antonio, 2004).

Muitas proteínas relacionadas à tolerância contra substâncias antimicrobianas, metais pesados, temperatura e presença de ácidos promovem a sobrevivência em condições adversas e enzimas capazes de detoxificar espécies reativas de oxigênio também foram detectadas em C. violaceum. Esses fatores poderiam explicar a alta competitividade e habilidade em sobreviver sob diferentes tipos de estresse ambiental (Hungria et al., 2004).

O complexo conjunto de substâncias transportadoras em C. violaceum, seguramente é um importante fator que permite que esse microrganismo seja uma bactéria dominante em uma variedade de ecossistemas de regiões tropical e sub-tropical. Sob o ponto de vista biotecnológico, o achado mais importante são os transportadores de metais pesados, os quais podem conduzir à exploração de C. violaceum para biorremediação (Grangeiro et al., 2004).

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SUMITA, T. C.; PEREIRA, R. S.; SILVA, M. B.; ROSA, L. C. L.; UENO, M. Avaliação da interação de Zinco, Alumínio, Cobre e Manganês em Chromobacterium violaceum. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 44-53, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.32)

Compondo a matéria inorgânica do planeta os metais encontram-se dispersos na natureza. Dessa forma, eles estão por toda parte e ativamente sendo liberados pelos resíduos urbanos, agroindustriais (Azevedo et al., 2006), industriais (Teitzel; Parset, 2003) e por atividades de mineração (Pereira; Souza, 2005; Gremion et al., 2004; Castro-Silva et al., 2003).

Em alguns ecossistemas, os metais traços podem ser absorvidos facilmente por frações orgânicas e inorgânicas, entretanto, essa incorporação depende da concentração desses metais bem como as características dos componentes do sistema tanto biótico como abiótico. É evidente a bioacumulação de metais traços por peixes e moluscos filtradores, mesmo quando esses contaminantes se encontram em níveis quase não detectáveis, tornando esses organismos impróprios para o consumo humano (Machado et al., 2002; Lee et al., 2000).

Vários metais traços podem ser responsáveis por agravos às doenças neurológicas, sendo o alumínio um metal estudado com relação ao mal de Alzheimer e escleroses, do mesmo modo existe uma discussão sobre a influência do manganês, ferro e cobre sobre o mal de Parkinson (Brown et al., 2005). Entretanto, doses pequenas de certos metais parecem ter algum potencial terapêutico para humanos (Lowry et al., 1979) e animais (Adogwa et al., 2005) que ainda é discutível (Mandinov et al., 2003).

Contudo, Shomron et al. (2002) demonstraram que a adição de zinco inibe o segundo passo do splicing do cromossomo em leveduras (formação do RNA mensageiro), podendo haver correlação homóloga em humanos.

Traços de metais se encontram interagindo com biofilmes, sendo de grande interesse no aumento da aderência dessas bactérias ao substrato, podendo assim controlar sua distribuição. Assim, a avaliação tóxica desses metais pode esclarecer a influência sobre a atividade metabólica na engenharia de bioreatores bem como em aplicações médicas (Hu et al., 2005).

De forma inegável, os microrganismos têm co-existido com os metais na História da Terra, tal fato é observado quando metais divalentes ou de transição estão presentes no sítio ativo de muitas enzimas e, até mesmo sendo chave de reações bioquímicas. Entretanto, de ponto de vista fisiológico é possível observar que altas concentrações de metais (Zn, Cu, Mn, Fe, Co, Ni e Mo) passam a se tornar tóxicas para algumas espécies de microrganismos (Valls; Lorenzo, 2002).

Castro-Silva et al. (2003) relatam que subprodutos de extração mineralógica de carvão acidificam as águas que, por sua vez, aceleram o processo de solubilização de metais traços, tornando esses ambientes seletivos para vários microrganismos.

Pereira e Souza (2005) demonstram que em atividades extrativistas minerais é possível, dependendo do tipo da rocha da região, ter um valor médio de presença de vários metais na rede de drenagem principal, onde foi destacada a presença de 3,80 – 4,35% de Al; 39,0 – 40,25 mg/Kg de Cu; 1134 – 1205 mg/Kg de Mn e 93 – 79,65 mg/Kg de Zn.

Tendo em vista que as tecnologias convencionais de tratamento, tais como: precipitação, oxidação ou redução, filtração, tratamento eletroquímico, tecnologia de membranas e recuperação evaporativas, são pouco eficientes ou extremamente caras para operacionalização (Franchi; Sígolo, 2004) e que há capacidade adaptativa entre os bacilos Gram-negativos de resistência a certas concentrações de metais traços (Valls; Lorenzo, 2002) torna a biorremedição uma técnica de grande potencial para ambientes contaminados com metais (Nascimento; Chartone-Souza, 2003).

Neste trabalho foi analisada a interação de C. violaceum recém-isolada de poço da região rural de Pindamonhangaba, SP com metais traços o que adiciona um caráter de aplicação prática desta pesquisa.

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SUMITA, T. C.; PEREIRA, R. S.; SILVA, M. B.; ROSA, L. C. L.; UENO, M. Avaliação da interação de Zinco, Alumínio, Cobre e Manganês em Chromobacterium violaceum. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 44-53, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.32) 2. MATERIAL E MÉTODOS 2.1. Metais, meios e microrganismo utilizados

Foi utilizada a cepa de Chromobacterium violaceum recém-isolada de água de poço no interior do estado de São Paulo, Brasil. A cepa foi identificada utilizando o método Api20E (BioMerieux).

Os sais estudados foram: sulfato de zinco, sulfato de alumínio, sulfato de cobre e sulfato de manganês (Merck). Para se obter o meio Caldo Nutriente (Difco) adicionado desses metais, prepararam-se soluções concentradas (1600 mg/L) de sais contendo esses íons metálicos, que foram adicionadas ao meio de cultura segundo um planejamento fatorial completo em dois níveis de concentração.

2.2. Planejamento Fatorial Completo 24

Por meio desse modelo foi possível observar os efeitos principais e suas interações utilizando-se 16 experimentos diferentes entre si, de acordo com a Tabela 1. Tabela 1. Combinação dos 16 tratamentos experimentais (Fatorial 24).

Experimento Sulfato de

Zinco (mg/L)

Sulfato de Alumínio

(mg/L)

Sulfato de Cobre(mg/L)

Sulfato de Manganês

(mg/L) 01 0 0 0 0 02 100 0 0 0 03 0 100 0 0 04 100 100 0 0 05 0 0 100 0 06 100 0 100 0 07 0 100 100 0 08 100 100 100 0 09 0 0 0 100 10 100 0 0 100 11 0 100 0 100 12 100 100 0 100 13 0 0 100 100 14 100 0 100 100 15 0 100 100 100 16 100 100 100 100

2.3. Preparo do inóculo

A cepa de C. violaceum foi reativada em Caldo Nutriente (Difco) durante 24 horas a 37°C em ambiente aeróbio e, em seguida, foi repicada em Agar Sangue (Difco) para a sincronização celular e incubada novamente por 24 horas a 37°C em ambiente aeróbio. A partir desse crescimento microbiano foi preparada uma suspensão celular em solução fisiológica com turbidez equivalente ao tubo número 1 da escala de MacFarland, correspondendo a, aproximadamente, 3 x 108 UFC/mL. Essa suspensão foi diluída até 10-6 e as três últimas diluições decimais foram semeadas em superfície com inóculo de 0,1mL com alça de Drigalski, em duplicata. As placas que continham de 30 a 300 colônias foram contadas para estimar a proporção de células presente na suspensão.

A suspensão celular foi diluída a 10-2 em Caldo Nutriente e inoculado nos orifícios da placa em volumes de 0,1mL, exceto nos orifícios destinados à leitura do branco, nos quais foram colocadas 0,1mL de Caldo Nutriente.

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SUMITA, T. C.; PEREIRA, R. S.; SILVA, M. B.; ROSA, L. C. L.; UENO, M. Avaliação da interação de Zinco, Alumínio, Cobre e Manganês em Chromobacterium violaceum. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 44-53, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.32) 2.4. Preparo dos experimentos

Foram preparados em tubos de ensaio esterilizados numerados de 1 a 16 de acordo com a matriz experimental. Em cada tubo foi adicionado 0,25mL de solução concentrada de sulfato metálico (1600 mg/L) e o volume foi completado a 1mL com água destilada estéril. Em seguida, foi adicionado 1mL de Caldo Nutriente preparado com concentração dupla em todos os tubos, obtendo-se o meio com 16 combinações diferentes de metais.

Numa placa de cultura de células com tampa e estéril, foram distribuídos 0,1mL dos experimentos de modo a se obter duplicatas de cada condição e 16 leituras de branco.

Posteriormente, o Caldo Nutriente contendo o inóculo foi adicionado (0,1mL) a todos os experimentos e o mesmo caldo estéril foi adicionado aos brancos, completando volume de 0,2mL em cada orifício.

Após 24 horas de incubação a 37°C em ambiente aeróbio, foi realizada a leitura da absorbância a 410nm de cada orifício da placa em uma leitora de microplacas Versamax (Molecular Devices).

Os resultados obtidos, em absorbância, foram comparados entre os grupos estudados por meio do teste t de Student (alfa = 5%).

3. RESULTADOS

A contagem de UFC/mL proveniente da suspensão preparada mostrou que a suspensão continha 2,8 x 108 UFC/mL, confirmando o número de células desejado como inóculo de 2,8 x106 UFC/mL, e cada orifício recebeu uma carga microbiana de aproximadamente 2,8 x 105 UFC/mL, que seria suficiente para iniciar o crescimento microbiano.

Visando obter observação de reprodutibilidade e garantindo maior confiabilidade dos resultados, os experimentos foram realizados em duplicata para todos os pontos estudados, seguindo o planejamento fatorial completo 24, como apresentado na Tabela 2. A microplaca utilizada para os experimentos apresentou tonalidades diferentes de violeta em cada condição experimental, o que indica a diferença na intensidade do crescimento microbiano, tendo em vista a coloração natural de C. violaceum.

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Tabela 2. Valores de absorbância obtidos em 24h de incubação no espectro de 410nm.

Nº Ex. Fatores Respostas Zn Al Cu Mn Réplica 1 Réplica 2

1 -1 -1 -1 -1 0,8477 0,9776 2 1 -1 -1 -1 0,0254 0,0098 3 -1 1 -1 -1 0,7299 0,7591 4 1 1 -1 -1 0,2864 0,0772 5 -1 -1 1 -1 0,4565 0,4410 6 1 -1 1 -1 0,0511 0,0268 7 -1 1 1 -1 0,3890 0,3573 8 1 1 1 -1 0,0961 0,0962 9 -1 -1 -1 1 0,5981 0,6010 10 1 -1 -1 1 0,0472 0,0278 11 -1 1 -1 1 0,6405 0,6342 12 1 1 -1 1 0,2660 0,0928 13 -1 -1 1 1 0,5254 0,5167 14 1 -1 1 1 0,1266 0,0848 15 -1 1 1 1 0,5703 0,5744 16 1 1 1 1 0,2437 0,1359

A média global foi de 0,354 com um desvio padrão bem pequeno de 0,007. A Tabela 3

apresenta o valor da média ( X ) e do desvio padrão (S) para cada experimento.

Tabela 3. Valores da média e desvio padrão de cada experimento.

Experimento ( X ) S 1 0,913 0,0920 2 0,018 0,0100 3 0,745 0,0210 4 0,182 0,1480 5 0,449 0,0110 6 0,039 0,0170 7 0,373 0,0220 8 0,096 0,0001 9 0,600 0,0020

10 0,038 0,0140 11 0,637 0,0040 12 0,179 0,1220 13 0,521 0,0060 14 0,106 0,0300 15 0,572 0,0030 16 0,190 0,0760

Para se conhecer o nível de interferência de cada fator, foi calculado o efeito para cada

fator e interações de 2º ordem. Os resultados estão representados nas Tabelas 4 e 5, respectivamente.

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Tabela 4. Cálculo do efeito para cada fator.

Zn Al Cu Mn -0,49531 0,036594 -0,12056 0,00364375

Tabela 5. Cálculo do efeito de interação de 2a ordem.

Zn-Al Zn-Cu Zn-Mn Al-Cu Al-Mn Cu-Mn 0.075256 0.124131 0.040831 0.00734 0.042181 0.104331

Os valores t de Student para cada fator e interação foram obtidos, dividindo-se o módulo

efeito pelo erro, denominado de t, calculado apresentado na Tabela 6, bem como seus p-valores.

Tabela 6. Valores de t calculado.

Fatores t calculado p-valor Zn 69,60865 0,0000 Al 5,14276 0,0001 Cu 16,94256 0,0000 Mn 0,51208 0,6161

Zn-Al 10,57626 0,0000 Zn-Cu 17,44498 0,0000 Zn-Mn 5,73829 0,0000 Al-Cu 1,03207 0,3184 Al-Mn 5,92801 0,0000 Cu-Mn 14,66236 0,0000

Considerando o grau de liberdade de 15 e o nível de significância de 5% (α = 0,05) é

possível observar que exceto o efeito do Mn (p=0,6161) e a interação Al-Cu (p=0,3184) todas as outras interações apresentam efeitos significativos (p>0,05). 4. DISCUSSÃO

As concentrações utilizadas nos experimentos estão acima dos índices recomendados pela CETESB (São Paulo, 2006) para qualquer dos metais utilizados, no entanto, ainda menores do que os índices mais altos de poluição indicados por Pereira e Souza (2005), mesmo assim, essas concentrações se mostraram significativas no efeito sobre o crescimento microbiano de C. violaceum.

Vale a pena destacar o efeito causado pela presença de sulfato de zinco, no experimento de número 2, em que foi observado o menor valor de absorbância, podendo ser considerado o metal que mais afetou o crescimento do microrganismo. Porém, nos experimentos em que esse mesmo metal foi adicionado de outros, os valores foram significativamente maiores, indicando que há interação entre os efeitos dos metais. O modelo proposto poderia ser utilizado em uma situação de tratamento de um efluente em que haja zinco, por exemplo, além de uma grande carga orgânica, para viabilizar uma fermentação microbiana pela suplementação do meio com outros íons metálicos, para que, posteriormente, fosse realizado o tratamento químico para retirar o metal pesado.

Os mecanismos que envolvem a resistência aos metais traços, bem como suas interações necessitam de esclarecimento. Nascimento e Chartone-Souza (2003) sugerem que haja relação entre a resistência desses microrganismos aos metais traços e aos antibióticos.

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Como microrganismo de vida livre, a C. violaceum está exposta às condições ambientais variadas. Essas variações requerem grande adaptabilidade e sistemas de proteção. Esses fatores poderiam explicar a alta competitividade e habilidade em sobreviver sob diferentes tipos de estresse ambiental (Hungria et al., 2004), tal como a presença de metais no ambiente.

Há interação entre os diferentes metais testados e interferência no crescimento de C. violaceum e o zinco foi o metal que mais influenciou o crescimento de C. violaceum Para que o microrganismo consiga sobreviver em ambiente na presença de metais como ocorreu neste estudo é necessário que este possua enzimas e transportadores de metais pesados (Grangeiro et al., 2004). 5. CONCLUSÃO

Estudos mais detalhados precisam ser realizados, entretanto, este trabalho indica que C.

violaceum é capaz de crescer em ambiente com altas concentrações dos metais traços testados, portanto, sob o ponto de vista biotecnológico, essa bactéria possui potencial para ser utilizada para biorremediação.

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Fármacos, ETEs e corpos hídricos (doi:10.4136/ambi-agua.33)

Ricardo Wagner Reis Filho¹; Juliana Cristina Barreiro²; Eny Maria Vieira³

Quezia Bezerra Cass4

1Doutorando em Ciências da Engenharia Ambiental pela EESC/CRHEA – USP

E-mail: [email protected] 2Pós-doutorado – Grupo de Síntese Orgânica e CLAE - Departamento de Química da UFSCar

E-mail: [email protected] 3Professora Doutora do DQFM/USP-IQSC

E-mail: [email protected] Adjunta do Departamento de Química da UFSCar


RESUMO Na última década, especial atenção tem sido dada à presença de compostos farmacêuticos

no ambiente aquático; uma vez que o aporte contínuo e a persistência de várias dessas substâncias podem trazer danos irreversíveis à biota. Sendo assim, o desenvolvimento e aplicação de novas tecnologias de tratamento que permitam a remoção ou diminuição desses contaminantes tem sido objeto de interesse na área de saneamento ambiental. Entretanto, a não existência de programas específicos de monitoramento nas ETEs, impossibilita a avaliação do comportamento dos fármacos nas plantas instaladas. O presente trabalho ilustra os principais fatores envolvidos no aporte desses contaminantes e apresenta um alerta do caminho a ser percorrido, na implementação de sistemas de tratamento adequados para minimizar a deterioração dos ecossistemas aquáticos. Palavras-chave: ambiente aquático; contaminação; tratamento de água.

Pharmaceutical drugs, WWTP and hydric bodies ABSTRACT

In the last decade, special attention has been given to the presence of pharmaceutical compounds in the aquatic environment; once that continuous supply and persistence of these substances can be severally prejudicial to the biota. Thus, the development and application of new technologies that allows the removal or a decrease in the content of these contaminants has been the focus of the environment sanitation area. However, the absence of specific monitoring programs at the waste water treatment plant (WWTP) does not allow the impact evaluation of pharmaceutical drugs in the installed plants. This work discusses the factors involved in the inflow of these contaminants in the environment, and call attention for the implementation of adequate treatment systems to minimize the deterioration of the aquatic ecosystems.

Keywords: aquatic environment; contamination; water treatment.



REIS FILHO, R. W.; BARREIRO, J. C.; VIEIRA, E. M.; CASS, Q. B. Fármacos, ETEs e corpos hídricos. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 54-61, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.33) 1. INTRODUÇÃO

O desenvolvimento da indústria farmacêutica, que hoje disponibiliza para o mercado milhões de substâncias com propósito terapêutico, acarretou colateralmente um grave problema ambiental, o qual vem crescendo em atenção e preocupação nas agências controladoras do ambiente de várias nações (Garric et al., 2003). O aporte de substâncias farmacologicamente ativas, denominadas “emergentes”, no ambiente advém do uso intenso e extensivo no tratamento de doenças em seres humanos e animais; sendo excretadas na forma não metabolizada ou como um metabólito ativo e introduzidas, principalmente, a partir do lançamento via efluentes municipais e industriais nos corpos hídricos receptores das águas servidas (Chapman, 2006; Petrović et al., 2005; Calamari et al., 2003) (Figura 1).

Figura 1. Rotas simplificadas da entrada de fármacos nos ambientes aquáticos.

A quantidade de fármacos ativos (PhACs) e produtos de uso pessoal (PPCPs),

fragrâncias, xampus, cosméticos, etc., que adentram ao ambiente em cada ano, é estimada como sendo similar ao total de pesticidas utilizados durante o mesmo período (Daughton; Ternes, 1999). Sendo assim, a contínua entrada pode levar a um aumento na concentração e promover efeitos adversos os quais podem não ser facilmente percebidos nos organismos aquáticos e terrestres (Petrović et al., 2005). Na Tabela 1, encontram-se apresentadas as principais classes de fármacos com potencial de dano para organismos aquáticos (Boxall, 2004; Cunnigham et al., 2006).

Em termos de periculosidade, esses grupos de compostos possuem uma série de agravantes: 1) Muitos são persistentes, assim como seus produtos de degradação; mesmo aqueles que possuem meia-vida curta são passíveis de causar exposições crônicas devido a sua introdução contínua no ambiente; 2) Os fármacos são desenvolvidos para desencadearem efeitos fisiológicos, e, conseqüentemente, a biota se torna mais suscetível a impactos desses compostos; 3) Embora a concentração de alguns fármacos encontradas no ambiente seja baixa, a combinação deles pode ter efeitos pronunciados devido ao mecanismo de ação sinérgica.

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REIS FILHO, R. W.; BARREIRO, J. C.; VIEIRA, E. M.; CASS, Q. B. Fármacos, ETEs e corpos hídricos. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 54-61, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.33)

Tabela 1. Principais classes de fármacos com potencial dano para os organismos aquáticos.

Fármacos Uso Terapêutico Amoxicilina, tetraciclina, azitromicina, ciprofloxacina, eritromicina

Antibiótico

Diclofenaco, ibuprofeno Antiinflamatório 17α-etinilestradiol, 17β-estradiol, dietilbestrol, levonorgestrel, testosterona, tiroxina

Hormônios

Reserpina Anti-hipertensivo Omeprazol, ranitidina Antiulceroso Paracetamol, dipirona sódica, codeína, ácido acetilsalicílico, tramadol

Analgésico

Captopril, propanolol, diltiazem, verapamil, lisinopril

Cardiovascular

Diazepam, fluoxetina, citalopram Antidepressivo

Dentre a variedade de fármacos com estruturas, funções e atividades diferentes, existem aqueles que fazem parte do amplo grupo dos compostos disruptores endócrinos (EDCs). Os EDCs são agentes exógenos que interferem no sistema endócrino, o qual sumariamente pode ser descrito como o mecanismo responsável pela manutenção de funções biológicas normais dos organismos por meio da síntese e secreção de hormônios (Lintelmann et al., 2003). Sanderson et al. (2004), estudando a toxicidade de fármacos, demonstraram que os hormônios sexuais encontram-se entre os mais tóxicos para uma série de organismos aquáticos, tais como: cladóceros, peixes e algas. Esses hormônios sintéticos são compostos que agem como sinais e desencadeiam suas funções mesmo em concentrações extremamente baixas (ordem de nanogramas), portanto, representam um perigo potencial para a biota aquática residente nos locais de despejo de efluentes ou esgotos in natura. 1.1. Adequação das ETEs em uso no Brasil na remoção de PhACs

Em recente levantamento, o Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE, 2004) apontou que apenas 20,2% dos municípios brasileiros possuem condições de esgotamento sanitário adequado com coleta e tratamento. Esse quadro, por si só, é extremamente preocupante em razão dos problemas de saneamento ambiental relacionados com as doenças de veiculação hídrica. Fagundes (2003) estimou que, para cada dólar gasto em saneamento, seriam economizados cem dólares em saúde pública. Sendo que de acordo com especialistas, o país ainda necessita de investimentos da ordem de R$ 142,4 bilhões para sanar o déficit em coleta e tratamento (Sampaio, 2005).

Estudos de remoção de fármacos em ETE’s brasileiras são raros e esparsos. Ternes et al. (1999) e Stumpf et al. (1999) foram os primeiros a reportarem a presença de hormônios, antiinflamatórios e antilipêmicos em esgoto, efluentes e em águas de rios no Estado do Rio de Janeiro.

Em relação às ETE’s existentes, Oliveira e Von Sperling (2005a; 2005b) compilaram e avaliaram a eficiência de vários tipos de tecnologias, em razão da remoção de constituintes “clássicos” de águas residuárias. Neste trabalho, estão citadas como as mais comumente empregadas no país: i) Fossa séptica seguida de filtro anaeróbio; ii) Lagoas facultativas, iii) Lagoas anaeróbicas seguidas por facultativas; iv) Lodos ativados; v) Reatores UASB e vi) Reatores UASB seguidos por pós-tratamento.

Considerando os sistemas citados anteriormente, a literatura internacional é vasta e diversificada em relatar os desempenhos dessas tecnologias na redução da concentração de

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REIS FILHO, R. W.; BARREIRO, J. C.; VIEIRA, E. M.; CASS, Q. B. Fármacos, ETEs e corpos hídricos. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 54-61, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.33) fármacos. Jones et al. (2005) compararam o uso do sistema de lagoas (1) e tratamento com lodo ativado (2) durante a remoção do fármaco diclofenaco em lagos da Suíça, e observaram que a remoção foi 76% maior no sistema 1. Sendo, o uso de sistemas de lagoas de sedimentação importante durante a degradação de compostos, principalmente aos sensíveis à luz (Jones et al., 2005). Porém em razão do número expressivo de substâncias que adentram as unidades de tratamento, as taxas de remoção são bastante distintas, sendo desde nula a até próximas de 100% (Svenson et al., 2003; Lee et al., 2003; Carballa, 2004).

Sistemas compostos por lagoa de aeração, sedimentação e lodo estão entre os mais utilizados durante o tratamento de efluentes nas ETEs brasileiras, no entanto a não existência de um programa de monitoramento específico nas ETEs, impossibilita o cálculo das quantidades de fármacos que adentram, e que são removidos nas estações. Principalmente porque o clima local e o regime de operação das unidades são fundamentais para se determinar o comportamento dessas substâncias durante a passagem pelas várias etapas de tratamento.

Dentro do complexo panorama sanitário nacional, parece claro que as tecnologias indicadas como próximas às ideais para remoção desses poluentes são inviáveis de serem adotadas pelos órgãos responsáveis pelo saneamento, devido ao elevado custo de implantação. As tecnologias recomendadas (Drewes et al., 2002; Wintgens et al., 2002; Andersen et al., 2003) são: i) Ozonização, ii) Radiação UV, iii) Adsorção por carvão ativado, iv) Filtração em membranas (nanofiltração), v) Tratamento terciário seguido de injeção em aqüífero (soil-aquifer treatment - SAT), vi) Osmose reversa. Alguns pesquisadores ainda recomendam a separação das águas de toalete das demais para serem especificamente tratadas e disponibilizadas (Larsen et al., 2001; Escher et al., 2006).

Porém, depois que estudos regulares venham a ser implementados, algumas modificações menores talvez possam ser empregadas nas ETEs operantes, como tentativas de se alcançar uma melhor eficiência na remoção de fármacos. O aumento do tempo de retenção hidráulica e conseqüente diminuição da taxa de produção de lodo (maior envelhecimento do lodo) parecem trazer resultados positivos no decréscimo de certos compostos, devido ao incremento da atividade microbiana (Metcalfe et al., 2003). Outra medida a se cogitar é a construção de sistemas alagados artificiais agregados às unidades de tratamento, as quais vêm sendo já há algum tempo avaliadas como uma alternativa viável (relação custo-benefício) para a redução de cargas poluidoras (Greennway; Simpsons, 1996). Os sistemas alagados funcionam como um filtro que retém e processam poluentes orgânicos, permitindo sua decomposição em razão da alta diversidade biológica existente. Embora sejam necessários mais estudos, Matamoros e Bayona (2006) comprovaram a viabilidade desses sistemas na remoção de fármacos em efluentes.

De qualquer forma, além da busca de soluções que propiciem a redução/eliminação da carga de produtos farmacêuticos, é essencial a utilização de ensaios de toxicidade específicos na busca por atividade farmacodinâmica nas águas de lançamento das ETEs. 1.2. Ecotoxicologia de PhACs

Resíduos de fármacos em águas de despejo já são comumente reportados em vários estudos (Drewes et al., 2005; Zhou et al., 2006). A presença desses múltiplos compostos implica também múltiplas vias de ação, podendo interferir significativamente na fisiologia, no metabolismo e no comportamento das espécies; além de causar efeitos secundários, os quais podem alterar a defesa imunológica de organismos tornando-os mais susceptíveis à presença de parasitas e doenças. É o caso, por exemplo, dos compostos pertencentes à classe dos antibióticos, os quais são amplamente utilizados, e sua emissão no ambiente pode levar a um

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REIS FILHO, R. W.; BARREIRO, J. C.; VIEIRA, E. M.; CASS, Q. B. Fármacos, ETEs e corpos hídricos. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 54-61, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.33) aumento na ocorrência de bactérias resistentes e conseqüentemente mais nocivas (Petrović et al., 2005).

Os métodos tradicionais empregados na avaliação da toxicidade em organismos aquáticos por substâncias químicas parecem não ser suficientemente adequados. Sendo assim, cabe ressaltar a importância de estudos que propiciem em longo prazo verificarem a influência de concentrações consideradas ambientalmente relevantes a esses organismos. Nesse sentido, instituições e órgãos ambientais de diversos países vêm investindo em pesquisas na procura de indicadores adequados aos efeitos desencadeados por fármacos (Boxall, 2004; Jones et al., 2004; Chapman, 2006; Fent et al., 2006).

Os peixes por sua inerente importância ecológica e econômica estão entre os organismos mais investigados. A fisiologia de seu sistema reprodutivo é regulada por hormônios similares aos dos mamíferos (Mills; Chichester, 2005), portanto, é de se esperar que efeitos ocorram quando do descarte de substâncias estrogênicas no meio aquático. Compostos esteróides usados como contraceptivos orais e de reposição, são potentes e podem causar efeitos biológicos irreversíveis, mesmo quando presentes em baixas concentrações, sendo responsáveis pelas elevadas taxas de demasculinização e feminização em peixes em diversos ambientes aquáticos ao redor do mundo (Edwards et al., 2006).

Nesse contexto, a proteína vitelogenina (VTG) que serve de reserva alimentar para o embrião em desenvolvimento dos vertebrados vivíparos parece ser um biomarcador de exposição apropriado na avaliação dos efeitos de hormônios ou outra classe de fármacos que mimetizam a ação destes. Sua presença em peixes machos só é possível mediante indução externa, já que a sua produção é desencadeada pela atividade de hormônios femininos (Lintelmannn et al., 2003).

Assim sendo, as companhias de saneamento devem se adequar e incluir em sua rotina, variados testes ecotoxicológicos com a finalidade de monitorar os possíveis efeitos deletérios sobre a biota aquática. Conforme é frisado na nova resolução CONAMA 357/2005, em seu capítulo IV inciso 1º: “O efluente não deverá causar ou possuir potencial para causar efeitos tóxicos aos organismos aquáticos no corpo receptor, de acordo com os critérios de toxicidade estabelecidos pelo órgão ambiental competente” (Brasil, 2005). Sem essa informação é inaceitável que as concentrações de substâncias potencialmente contaminantes presentes nas descargas tenham outro valor além de zero.

2. CONCLUSÃO

O controle da presença de resíduos de fármacos deverá ser mais uma variável a ser explorada durante o processo de gestão das estações de tratamento de efluentes. Sua monitoração na carga influente e efluente das estações é de importância crucial na estimativa de impactos nos corpos hídricos receptores de despejos. Embora a implementação de uma rotina de análise seja impraticável devido à enorme variedade de substâncias, esforços devem ser efetivados ao menos para as classes comprovadamente mais tóxica dos produtos de degradação e metabólitos gerados. Ênfase deve ser dada para ensaios ecotoxicológicos de misturas complexas (efluentes), visando à observação de efeitos comprovadamente desencadeados por fármacos.

Outro ponto fundamental na abordagem dessa problemática é em relação ao direcionamento de verbas públicas e privadas para pesquisas em engenharia hidráulica, ambiental, química e saneamento com o objetivo de incentivar e promover pesquisas aplicadas em tecnologias de detecção, degradação e remoção desses compostos ubiquamente utilizados.

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À Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado de São Paulo – FAPESP, processo n0. 03705772-0, ao CNPq pelas de bolsas Pós-Doutorado (PDJ) e de Produtividade em Pesquisa (PQ) concedidas à Juliana Cristina Barreiro e Quezia Bezerra Cass, respectivamente.

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Estudo químico ambiental do rio Murucupi – Barcarena, PA, Brasil, área impactada pela produção de alumínio


Simone de Fátima Pereira1; Maurício Araújo de Lima2; K'Ellen Heloizy Freitas1; Cleide Samara Mescouto1; Augusto Fonseca Saraiva2

1Programa de Pós-Graduação em Química - Laboratório de Química Analítica e Ambiental

(LAQUANAM) da Universidade Federal do Pará E-mail: [email protected]; [email protected]; [email protected]

2Laboratório Central (LACEN) – ELETRONORTE, PA E-mail: [email protected]

RESUMO O presente estudo avalia as condições químicas do rio Murucupi em relação aos

parâmetros físico-químicos e à presença de elementos químicos na água e suas correlações. O rio Murucupi localiza-se na região amazônica próximo a uma planta de produção de alumínio. 13 pontos foram selecionados ao longo do rio. Foram analisados os macroelementos, microelementos, elementos traço (Ca, Mg, Na, K, Fe, Al, Ba, Mn, Sr, Zn, Ni, Pb e Cu) e os parâmetros físico-químicos, acidez, alcalinidade total, matéria orgânica, pH, turbidez, temperatura, condutividade, oxigênio dissolvido (OD) e dureza total. Em relação aos parâmetros físico-químicos somente o pH e o OD apresentaram valores em não conformidade com a faixa de valores estabelecidos pela resolução 357/05 do CONAMA. Quanto aos elementos químicos somente o alumínio (Al: 356,04 µg/L) e o ferro (Fe: 1080,80 µg/L), estiveram em não conformidade com a legislação. Estes resultados apontam para uma possível influência antropogênica na contaminação dos rios da Amazônia por efluentes da produção do alumínio.

Palavras-chave: rio; metais; Amazônia.

Environmental chemical study of the Murucupi river – Barcarena, PA, Brazil impacted area for the aluminum production

ABSTRACT

The present work evaluates the chemical conditions of the Murucupi river with relationship to the physical-chemical parameters and the presence of chemical elements in the water and their correlations among themselves. The Murucupi river is located in the amazon region close to the aluminum production area. 13 points were selected along the river. the Macroelements, microelements, trace elements (Ca, Mg, Na, K, Fe, Al, Ba, Mn, Sr, Zn, Ni, Pb e Cu), and physical-chemical parameters, acidity, total alkalinity, organic matter, pH, turbidity, temperature, conductivity, dissolved oxygen (OD) and total hardness were analyzed. In relation to the physical-chemical parameters only pH and OD presented values in non conformity with thresholds established as acceptable by CONAMA resolution 357/05. Considering the chemical elements only aluminum (Al: 356.04 µg/L) and iron (Fe: 1080.80 µg/L) were in non conformity with the legislation. These results show the anthropogenic influence on the contamination of the Amazon rivers from the production of aluminum reject. Keywords: river; metals; Amazon.

PEREIRA, S. F.; LIMA, M. A.; FREITAS, K. H.; MESCOUTO, C. S.; SARAIVA, A. F. Estudo químico ambiental do rio Murucupi – Barcarena, PA, Brasil, área impactada pela produção de alumínio. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 62-82, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.34)

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1. INTRODUÇÃO

As principais fontes de elementos-traço para o ambiente aquático continental são o intemperismo de rochas e a erosão de solos ricos nesses materiais. Mais recentemente outras fontes de elementos traço têm assumindo grande importância: atividades industriais, por meio de efluentes sólidos que são lançados diretamente na atmosfera e líquidos que são lançados em pequenos córregos ou diretamente em rios e lagos; atividade de mineração; efluentes domésticos e águas superficiais provenientes de áreas onde são utilizados defensivos agrícolas (Esteves, 1988).

Todas as formas de vida na Terra dependem da água para sua sobrevivência. Deve-se lembrar que de toda a água do planeta apenas 3% são água doce, e desse total 79% estão sob a forma de geleiras e icebergs, 20%, como água subterrânea e apenas 1% está diretamente disponível para o uso humano (Baird, 1999). Apesar disso, os reservatórios naturais vêm sendo depositários de uma ampla variedade de subprodutos provenientes da atividade antrópica. A presença de elementos potencialmente tóxicos é responsável por efeitos adversos sobre o ambiente, com repercussão na economia e na saúde pública. A introdução de elementos tóxicos nos sistemas aquáticos ocorre naturalmente pelos processos geoquímicos, no intemperismo e, a contribuição atribuída à atividade humana é um reflexo de sua ampla utilização pela indústria (Yabe; Oliveira, 1998).

A poluição de um ecossistema aquático pode causar alterações das características físicas, físico-químicas, e/ou biológicas, que vêem comprometer os múltiplos usos a que a água se destina (Clarisse et al., 1999).

Alguns metais, tais como manganês, cobre e zinco, quando presentes em quantidades mínimas são importantes para as funções fisiológicas dos organismos vivos e regulam muitos processos bioquímicos. Os mesmos metais, contudo, quando despejados nas águas naturais em concentrações elevadas pelos efluentes, efluentes industriais e de mineração podem ter efeitos toxicológicos severos no ambiente aquático e, posteriormente, no homem (Chapman; Kimstach, 1992).

A avaliação da poluição por metais é um importante aspecto da maioria dos programas de controle da qualidade da água. Esses programas incluem elementos como Al, Cd, Cr, Cu, Fe, Hg, Mn, Ni, Pb, Zn e os semi-metais As e Se. A concentração dos diferentes elementos pode variar em um grande intervalo (0,1 – 0,001 µg/L) em áreas não poluídas e pode chegar a níveis que são perigosos à saúde humana em locais onde as águas sejam influenciadas por atividades antropogênicas (Chapman; Kimstach, 1992).

A manifestação dos efeitos tóxicos causados por metais pesados está associada à quantidade ingerida e pode distribuir-se por todo o organismo, afetando vários órgãos, alterando os processos bioquímicos das organelas e membranas celulares. Esses metais (Al, Ni, Ba, Zn, etc) tornam-se tóxicos e perigosos para a saúde humana quando ultrapassam determinadas concentrações-limite. O chumbo, mercúrio, cádmio, cromo e arsênio não desempenham funções nutricionais ou bioquímicas em microorganismos, plantas ou animais (Salgado, 1996; Muñoz et al., 2002).

A produção de alumínio tem apresentado um crescimento constante de 1% ao ano. As conseqüências ecológicas dessa produção são bem conhecidas: devastação da terra pela exploração da bauxita, usurpação de grandes áreas de terras para a construção de locais de disposição da lama vermelha, poluição em águas superficiais e subterrâneas e poluição do ar por gases resultantes de processos de eletrólise e trituração do alumínio (Salopek; Strazisar, 1993).


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A proposição deste trabalho envolve um estudo químico, baseado no conhecimento de alguns elementos tóxicos presentes na água superficial do rio Murucupi. Destaca-se que esse rio nasce e atravessa uma região onde está localizado um grande pólo industrial de produção de alumina e alumínio, sendo portanto alvo de despejos tanto industriais como domésticos. A obtenção desses dados deve-se ao fato que na área de estudo ocorrem freqüentemente acidentes ambientais pelo vazamento da lixívia sódica contendo resíduos do processamento da bauxita, que acabam por atingir os rios Murucupi e Pará.

As águas do rio Murucupi, de acordo com a resolução 357/05 do Conselho Nacional do Meio Ambiente (Brasil, 2005), podem ser classificadas na área estudada como águas de rio de classe 2, já que são destinadas tanto para abastecimento urbano (cidades de Barcarena e Vila do Conde), onde se faz tratamento convencional, quanto para suprir as necessidades de populações ribeirinhas.

O município de Barcarena situa-se a nordeste do estado do Pará entre os paralelos 1º 30´S a 1º 40´S e entre os meridianos 48º 30´ W a 48º 50´ W. A geologia local faz parte da bacia sedimentar da foz do rio Amazonas; os terrenos são representativos do grupo Pará, caracterizado por depósitos de areia, siltes, argilas e concreções lateríticas. O sistema estudado foi o rio Murucupi localizado no município de Barcarena no estado do Pará (Figura 1).

Figura 1. Mapa de localização da área estudada.


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O município de Barcarena tem hoje cerca de 60 mil habitantes, segundo dados estatísticos do IBGE (IBGE, 2000). As principais atividades produtivas do município são a agricultura e a indústria. A cidade vive hoje sérios problemas ambientais relativos não só às indústrias, como também relativo aos problemas de saneamento básico (lixões, efluentes domésticos e sanitários). As águas naturais, assim como o ambiente geológico como um todo, interagem permanentemente, ocasionando uma série de transformações químicas.

Despejos de efluentes industriais contendo lama vermelha oriunda do processo de produção de alumina têm sido um problema constante para o ecossistema local (Figura 2).

Figura 2. Tubulação de efluentes domésticos e industriais no rio Murucupi.

A “lama vermelha” é o nome dado ao resíduo insolúvel que resta após a digestão da bauxita pelas soluções de hidróxido de sódio, na fabricação de alumina pelo processo Bayer. O rejeito contém, bauxita original, ferro e titânio sob a forma de óxido e toda a sílica e parte do alumínio combinado com o sódio sob a forma de um silicato hidratado de alumínio e sódio de natureza zeolítica. Porém, a produção de lama vermelha pelas fábricas de alumina constitui um problema ambiental de proporções consideráveis, devido às proporções do volume de lama vermelha gerado em uma fábrica de alumina típica e sua causticidade.

Uma fábrica de alumina pode gerar 0,5-2 toneladas de sólidos secos de lama vermelha para cada tonelada de alumina produzida. Além disso, até 2 toneladas de licor cáustico de 5-20 g/L (como Na2CO3) podem acompanhar cada tonelada de sólidos secos de lama. Sendo assim, é um problema considerável, que atualmente diz respeito a toda fábrica de alumina (Nunn, 1998). Na Tabela 1, é apresentada a composição química da lama vermelha (Santos, 1989).

Tabela 1. Composição química da lama vermelha.

Constituinte Teor (%) Constituinte Teor (%) Al2O3 17,42 Na2O 3,36 Fe2O3 51,65 MgO 0,64 TiO2 7,49 CaO 1,78 SiO2 4,44

Fonte: Santos (1989).


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2. MATERIAL E MÉTODOS

O sistema estudado foi o rio Murucupi (Figura 3) localizado no município de Barcarena, cujas coletas foram realizadas no período de estiagem (setembro/2006), quando a intrusão das águas da baía de Marajó é mais pronunciada. As coletas foram realizadas com o auxilio de um barco, no sentido da foz para nascente, seguindo a tábua da maré enchente para vazante com periodicidade diária, uma garrafa Van Dorn foi utilizada para a coleta da água superficial. Para o acondicionamento das amostras foram utilizados frascos de polietileno previamente descontaminados com ácido nítrico 10%, lavadas com água destilada, secas, etiquetadas e lavadas com água do rio no ponto da amostragem (ambiente). De cada ponto foram coletadas duas amostras, uma destinada ao ensaio dos elementos e outra para as análises físico-químicas realizadas em laboratório, ambas foram acondicionadas a 4°C e analisadas dentro do prazo, mas apenas as primeiras foram acidificadas até pH < 2 com ácido nítrico concentrado (análise dos elementos químicos).

Figura 3. Localização da área de estudo, mostrando o rio Murucupi em destaque.


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Foram selecionados 13 pontos, sendo estes analisados em triplicata. Os locais de amostragem foram georreferenciados por meio de um GPS (global positioning system - Etrex/Garmin). Para o planejamento amostral, foi utilizada a tábua de marés diária fornecida pelo DHN. A localização dos pontos obtidos na amostragem está mostrada na Tabela 2.

Os parâmetros pH, temperatura, condutividade, oxigênio dissolvido, turbidez foram analisados no campo. No laboratório foram analisados a alcalinidade, dureza total, matéria orgânica e elementos químicos (Al, As, Ba, Ca, Cd, Cr, Cu, Fe, K, Mg, Mn, Mo, Na, Ni, Pb, Sr e Zn). Os métodos utilizados na análise dos parâmetros físico-químicos e elementos químicos estão mostrados na Tabela 3.

Tabela 2. Localização dos pontos amostrais.

Amostra Coordenadas (GPS) Amostra Coordenadas (GPS)

RMW-1 01°29'34,7” S/048°39'55,4” W RMW-8 01°31'26,7” S/048°41'19,7” W RMW-2 01°30'27,3” S/048°40'07,0” W RMW-9 01°31'27,1” S/048°41'24,5” W RMW-3 01°30'48,4” S/048°40'28,2” W RMW-10 01°31'27,0” S/048°41'21,7” W RMW-4 01°30'56,3” S/048°40'42,7” W RMW-11 01°31'27,1” S/048°41'24,3” W RMW-5 01°31'11,4” S/048°40'50,1” W RMW-12 01°31'27,1” S/048°41'24,0” W RMW-6 01°31'23,0” S/048°41'9,5” W RMW-13 01°31'27,1” S/048°41'24,8” W RMW-7 01°31'27,4” S/048°41'15,1” W

Tabela 3. Métodos, equipamentos e ensaios utilizados.

Parâmetro Método Equipamento marca/modelo

Norma

Elementos químicosEspectrometria de emissão atômica

ICP-OES Varian/Vista-Pro

US-EPA standard methods 6010 B

Arsênio Espectrometria de absorção atômica

HGAAS- Varian SpectraA55-VGA77

Alcalinidade total Indicador misto - ASTM D 1067-82 Dureza total Titulação com EDTA - ASTM D 1126-80 Matéria orgânica Oxidação com KmnO4 - - pH Potenciométrico Schott/ Handylab 1 ASTM D 1293-78 Condutividade Condutimétrico Schott/ Handylab Lf1 ASTM D 1125-82 Turbidez Nefelométrico Orbeco-Hellige/966 ASTM D 1889-81 Oxigênio dissolvido Oxidimétrico Quimis/ Q-408 P ASTM D 888-81 Temperatura Termômetro Icel/ TD-910D -

A otimização dos instrumentos utilizados foi realizada pela confecção de curvas

analíticas visando à determinação do coeficiente angular (a) e linear (b), e coeficiente de correlação (r) além do cálculo dos limites de detecção (LD) pela análise de 15 brancos (3S) e cálculo do limite de quantificação (LQ). Os limites de detecção e quantificação do instrumento foram determinados segundo as equações 1 e 2.

aSDDL branco.3. = [1]

aSDQL branco.10. = [2]


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em que, SDbranco é o desvio padrão do branco e a é o coeficiente angular da curva analítica para cada elemento. Os resultados encontrados estão mostrados na Tabela 4.

Todas as curvas se mostraram lineares com coeficientes de correlação acima de 0,9900. Os resultados para o limite de detecção e limite de quantificação mostraram que a técnica do ICP-OES pode ser usada na determinação de elementos em amostras de água, em que estes se encontram em baixas concentrações. O estudo da exatidão foi realizado com a análise do material padrão de referência de água de rio (SRM 1640 NIST) em que os elementos analisados se encontram em concentrações próximas às encontradas nas amostras analisadas neste estudo. No geral, os resultados estão dentro da faixa aceitável para a recuperação dos padrões. Al, Ba, Cd, Cr e Fe apresentaram excelentes recuperações (90-110%), Ca, Cu, Mg, Mn, Ni e Sr apresentaram boas recuperações com perdas (80-89%) assim como Mo e Na com boas recuperações com incrementos na concentração do elemento (111-113%). Os elementos potássio e chumbo apresentaram recuperações regulares abaixo de 80%, indicando perda do elemento ou interferências de origem não determinada.

Tabela 4. Parâmetros analíticos.

Elementos λ (nm)

LD (µg/L)

LQ (µg/L) a b r

Al 308,22 2,07 6,88 4,18 184,10 0,9983 As 228,00 0,02 0,06 0,021 0,072 0,9999 Ba 233,53 0,76 2,54 46,93 173,63 0,9998 Ca 317,93 16,05 53,49 15655 374,18 0,9997 Cd 214,44 0,66 2,19 38,51 124,22 0,9990 Cr 267,72 0,87 2,90 17,99 60,54 0,9990 Cu 324,75 1,67 5,56 27,93 269,43 0,9983 Fe 238,86 4,77 15,91 3740 54,88 0,9998 K 766,47 2,46 8,21 21,05 263,5 0,9994 Mg 278,30 8,28 27,58 381,94 19,65 0,9999 Mn 257,61 1,20 4,00 158,45 419,88 0,9999 Mo 379,83 3,82 12,74 5,33 122,82 0,9973 Na 589,00 63,17 210,55 139846 4144,8 1,0000 Ni 231,60 4,22 14,06 5,07 2,659 0,9992 Pb 220,35 9,68 32,25 2,59 42,22 0,9982 Sr 407,77 0,10 0,33 2510,4 10665 0,9992 Zn 213,86 4,88 16,28 30,07 140,81 0,9996

O procedimento da análise estatística adotada foi o da análise inferencial. Esse

procedimento abrange a estatística descritiva, análise de regressão e correlação lineares e a estatística multivariada com a análise do dendrograma. 3. RESULTADOS E DISCUSSÃO

Os resultados obtidos para os parâmetros físico-químicos na água superficial do rio

Murucupi estão mostrados na Tabela 5. Cada ponto reflete a média de sete dias de coleta em que cada amostra foi analisada em triplicata.


69

Observou-se que a acidez, alcalinidade, dureza, matéria orgânica e pH se mantiveram praticamente constantes. Apenas com aumento significativo nos pontos RMW-11 e RMW-13, o primeiro ponto corresponde a um braço do rio Murucupi, e o segundo compreende um ponto de coleta onde existe uma tubulação de efluente industrial que é despejado diretamente no rio (Figura 2).

Tabela 5. Resultados das análises físico-químicas.

Obs.: Coeficiente de Variação = CV; OD = Oxigênio Dissolvido.

O ponto (RMW-13) apresenta elevados teores de alcalinidade, dureza, acidez, matéria orgânica e pH. Mais adiante quando esse efluente se junta ao corpo do rio, ponto RMW-11, esses parâmetros apresentam-se ligeiramente menores, resultado da dispersão do efluente no rio.

Quanto ao pH, as águas mostram-se ácidas (pH de 4,35 a 6,15), o que está de acordo com a influência do material em suspensão nas águas de rios amazônicos (argila rica em caulinita e ácidos húmicos oriundos da decomposição de matéria vegetal) (Lima; Kobayashi, 1988). Embora haja uma aparente contradição entre as características do efluente de natureza cáustica e o pH encontrado de natureza ácida, estudos realizados na área mostram a capacidade regeneradora de suas águas devido à forte influência das marés que funcionam

Amostra Temp.

ambiente (°C)

Temp. da amostra

(°C) pH OD

(mg/L)turbidez(UNT)

condutividade(mS/cm)

acidez(mg/L

em CaCO3)

alcalinidade total

(mg/L de CaCO3)

dureza total

(mg/L)

matéria orgânica (mg/L)

CONAMA (rio de classe 2) - - 6,0 – 9,0 5,0 100,0 - - - - -

RMW - 1 28,9 29,5 5,2 6,3 30,0 3,1 17,5 50,7 13,0 3,2

RMW - 2 28,0 29,4 4,4 6,2 32,0 3,4 11,0 40,0 17,5 4,1 RMW - 3 29,0 29,0 4,9 6,2 34,0 3,5 12,0 48,0 13,0 3,3 RMW - 4 28,5 29,0 4,9 5,8 21,6 3,5 13,0 42,7 13,0 3,8 RMW - 5 28,0 28,5 5,2 6,2 23,6 3,6 12,0 48,0 11,0 3,4 RMW - 6 28,0 28,0 5,2 4,8 17,0 3,8 20,0 45,3 14,0 3,1 RMW - 7 28,0 28,0 5,1 4,8 21,0 4,2 36,0 40,0 13,0 3,6 RMW - 8 28,0 28,0 5,2 4,2 31,5 4,3 23,0 40,0 13,0 3,4 RMW - 9 29,0 28,0 5,3 5,0 26,8 3,4 15,0 40,0 12,0 3,8 RMW - 10 28,0 27,0 5,1 4,0 24,5 4,0 29,0 28,0 12,0 3,7 RMW - 11 28,0 28,0 5,7 2,6 26,8 3,8 92,0 40,0 15,0 7,1 RMW - 12 27,0 27,0 5,6 5,4 24,8 3,6 31,0 33,3 12,0 6,4 RMW - 13 28,0 28,0 6,2 5,0 27,9 3,5 104,0 232,0 21,0 9,2 Média 28,2 28,3 5,2 5,1 26,3 3,7 32,0 56,0 13,8 4,5 Desvio padrão 0,5 0,8 0,4 1,1 4,9 0,4 30,5 53,2 2,7 1,9 CV (%) 1,8 2,8 7,7 21,6 18,6 10,8 95,3 95,0 19,6 42,2 Máximo 29,0 29,5 6,2 6,3 34,0 4,32 104,0 232,0 21,0 9,2 Mínimo 27,0 27,0 4,4 2,6 17,0 3,05 11,0 28,0 11,0 3,1


70

como agente depurador dos rios da região (Lima; Kobayashi, 1988). As grandes variações de pH seriam notadas apenas por ocasião dos vazamentos de efluentes que logo se dispersam pela influência das marés.

Os valores de oxigênio dissolvido na água tendem a diminuir conforme deslocam-se em direção à nascente do rio, chegando a valores abaixo da resolução 357 do CONAMA (> 5,0 mg/L OD) a partir do ponto RMW-6, com um mínimo (2,6 mg/L) no ponto RMW-11, em que esse valor está associado ao consumo de oxigênio dissolvido na água pela ação redutora da matéria orgânica proveniente do efluente que é despejado no rio.

A média de pH obtida foi de 5,21, valor abaixo da faixa estabelecida pela resolução 357 do CONAMA (pH 6,0 – 9,0), valores maiores foram encontrados à medida que a maré diminuía, com o máximo de 6,15 encontrado no ponto RMW-13 (recebimento de efluente doméstico e efluente da fábrica de alumina), o que está de acordo com o teor de alcalinidade encontrado nesse ponto.

Na Figura 4 é mostrada a variação dos parâmetros ao longo do rio.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

RMW –

1

RMW –

2

RMW –

3

RMW –

4

RMW –

5

RMW –

6

RMW –

7

RMW –

8

RMW –

9

RMW –

10

RMW –

11

RMW –

12

RMW –

13

Amostras

T, p

H, O

D, t

urbi

dez,

con

dutiv

idad

e, a

cide

z, d

urez

a, M

O

0

50

100

150

200

250

Alca

linid

ade

T. ambiente (oC)

T. amostra (oC)

pH

OD (mg/L)

turbidez (UNT)

condutividade (mS/cm)

acidez (mg/L)

alcalinidade (mg/L)

dureza (mg/L)

MO (mg/L)

Figura 4. Variabilidade dos parâmetros físico-químicos das águas do rio Murucupi.

A alcalinidade apresentou valores entre 28 e 232 mg/L, com média de 56 mg/L,

destacando-se apenas o ponto RMW-13 (efluente), cujo valor foi 232 mg/L, revelando a natureza cáustica do efluente despejado no rio. O mesmo é observado para a acidez cujo valor máximo também se situa no ponto RMW-13.

As medidas de condutividade elétrica variaram de 3,05 a 4,32 mS/cm, com média de 3,67 mS/cm. Nesse parâmetro observa-se uma mudança no comportamento eletrolítico da água segundo a dinâmica da maré (enchente), tendendo a valores maiores conforme a enchente da maré, comprovando à influência das águas salobras da baia de Marajó, fato muito comum em períodos de estiagem.


71

Os valores encontrados neste estudo para as medidas de condutividade são 10,19 vezes maiores que os encontrados por outros autores para o rio Murucupi, no período chuvoso que variaram de 0,03 a 0,69 mS/cm (Lima; Kobayashi, 1988).

Os valores de turbidez obtidos estão no intervalo de 17 a 34 UNT, abaixo da resolução do CONAMA (< 100,0 UNT). Esses valores devem-se, sobretudo, ao material em suspensão, que compreende um complexo coloidal composto de matéria orgânica e de argila rica em caulinita (Lima; Kobayashi, 1988).

Os valores de dureza das águas estão entre 11 e 21 mg/L, com média de 13,81 mg/L de CaCO3. Esses resultados refletem um quadro comum da região estudada, a região em estudo apresenta pobreza de sais de cálcio e magnésio, em que valores mais expressivos estão associados com períodos de estiagem devido à intrusão das águas mais salobras da baía de Marajó no sistema flúvio-estuarino de Barcarena (Lima; Kobayashi, 1988).

Pela análise do coeficiente de variação (CV) foi possível analisar a variabilidade dos parâmetros físico-químicos estudados. A acidez (CV=95,3%) e a alcalinidade (CV=95,0%) foram os parâmetros que apresentaram as maiores variações com valores máximos muito acima da média encontrada, esses resultados mostram que existe despejo de efluente doméstico e industrial no rio, que este tem origem cáustica (industrial) e que devido à grande influência das marés ocorre a diluição deles ao longo do rio.

Os altos valores de alcalinidade mostram uma situação até certo ponto incompatível com a natureza dos terrenos ácidos naturais característicos dessas águas regionais. Observa-se, por outro lado, que a alcalinidade (expressa em ppm de CaCO3) aumenta com a baixa-mar nos pontos observados no rio Murucupi; tais fatos parecem indicar que incrementos na alcalinidade estejam menos associados a teores mais elevado de bicarbonato, que são característicos de águas de igarapés, e mais associados a despejos de efluentes de origem cáustica. De qualquer modo, há nítida influência da dinâmica das marés da baia do Marajó, mediante forte penetração dessas águas no sistema de bacias de drenagem do rio Murucupi durante as enchentes de maré.

As correlações encontradas para os parâmetros físico-químicos estão mostradas na Figura 5, um gráfico de superfície criado a partir da matriz de correlação gerada pelo programa Statistica (Statsoft). Nele, as áreas escuras indicam elevada correlação entre os parâmetros, conforme indicado pela legenda. No geral, não se observaram muitas correlações entre os parâmetros físico-químicos, apenas boa correlação (0,6< r < 0,8) da acidez com a condutividade e regular correlação (0,4 < r < 0,6) entre alcalinidade, pH e oxigênio dissolvido, indicando que existem alterações desses parâmetros devido às contaminações antropogênicas.

Além da análise da correlação entre os parâmetros físico-químicos também foi aplicada à análise multivariada visando estabelecer quais os parâmetros que apresentam similaridade, representado pela análise do dendrograma (Figura 6). Quanto à similaridade entre os parâmetros físico-químicos, observa-se que os parâmetros com as maiores similaridades foram a matéria orgânica e a condutividade (menores distâncias euclidianas) e o OD e pH, a presença de matéria orgânica é responsável pelo aparecimento de ácidos húmicos e fúlvicos no corpo hídrico influenciando parâmetros como o pH e condutividade que são suscetíveis a presença de H+ na água. A alcalinidade se destaca isolada dos demais parâmetros constituindo um resultado com significativa influência antropogênica.


72

acid

ez

alca

linid

ade

dure

za

Mat

éria

org

ânic

a

pH OD

Turb

idez

cond

utiv

idad

e

acidez

alcalinidade

dureza

Matéria orgânica

pH

OD

Turbidez

condutividade

0,8-10,6-0,80,4-0,60,2-0,40-0,2

Figura 5. Gráfico de superfície para as correlações encontradas.

Dis

tânc

ia E

uclid

iana

0

10

20

30

40

50

Alcal. Acidez Dureza MO Cond. OD pH Turbidez T Figura 6. Dendrograma dos parâmetros físico-químicos. Os resultados obtidos para os elementos químicos na água superficial do rio Murucupi

estão mostrados na Tabela 6. Cada ponto reflete a média de sete dias de coleta onde cada amostra foi analisada em triplicata.

Os gráficos da variabilidade dos elementos químicos ao longo do rio Murucupi estão mostrados nas Figuras 7, 8, 9, 10, 11, 12 e 13.


73

Tabela 6. Resultados das análises dos elementos químicos. Elementos químicos (μg/L)

Amostra Ca Mg Na K Fe Al Ba Mn Sr Zn Ni Pb Cu Cr

CONAMA - - - 300 100 700 100 - 180 25 10 9 50 RMW - 1 3101,8 1024,0 1906,7 920,0 676,7 237,6 19,4 15,0 19,9 <4,9 6,4 <9,7 <1,7 <0,9 RMW - 2 3141,5 1089,1 1917,0 957,1 788,6 231,4 18,8 20,4 21,3 <4,9 <4,2 10,1 <1,7 <0,9 RMW - 3 2935,9 1017,1 1983,9 911,6 738,7 244,0 18,5 18,8 18,9 <4,9 8,1 <9,7 <1,7 <0,9 RMW - 4 2677,7 1009,2 2020,2 915,1 736,1 246,2 17,1 20,8 17,5 <4,9 5,6 <9,7 <1,7 <0,9 RMW - 5 2428,7 942,7 2158,6 915,8 726,8 214,1 16,0 23,0 15,7 <4,9 <4,2 <9,7 2,6 <0,9 RMW - 6 2485,9 943,1 2502,9 1003,5 838,3 365,2 16,1 29,7 15,7 <4,9 <4,2 <9,7 <1,7 <0,9 RMW - 7 2470,8 981,2 3009,1 1091,1 937,3 215,1 15,4 38,9 15,3 <4,9 <4,2 <9,7 <1,7 <0,9 RMW - 8 2310,7 978,4 3191,3 1139,5 975,8 297,6 15,3 41,0 14,6 <4,9 <4,2 <9,7 <1,7 <0,9 RMW - 9 2282,8 952,8 3589,2 1211,2 1030,7 202,3 14,6 42,6 14,2 <4,9 <4,2 <9,7 <1,7 <0,9 RMW - 10 2354,8 965,5 3729,0 1254,6 1082,0 303,6 14,9 42,5 14,4 <4,9 <4,2 <9,7 <1,7 <0,9 RMW - 11 6972,1 1886,2 20323,0 5987,3 762,2 375,2 47,1 100,9 38,5 42,2 <4,2 15,0 7,3 <0,9 RMW - 12 7176,5 1963,1 6401,5 1709,7 4183,2 1186,0 53,8 194,3 42,2 29,7 5,2 <9,7 7,2 <0,9 RMW - 13 9968,5 2495,4 42990,0 15056,0 574,4 510,3 76,7 162,5 51,9 100,7 5,7 11,0 15,6 4,6 Média 3869,8 1249,8 7363,2 2544,0 1080,8 356,0 26,4 57,7 23,1 13,3 2,4 2,8 2,5 0,4 D. Padrão 2489,3 513,0 11795,5 4001,3 943,6 264,1 19,8 58,2 12,6 29,6 3,2 5,4 4,8 1,3 CV (%) 64,3 41,1 160,2 157,28 87,3 74,2 75,0 100,9 54,5 222,6 133,3 192,9 192,0 325,0 Máximo 9968,5 2495,4 42990,0 15056,0 4183,2 1186,0 76,7 194,3 51,9 100,7 8,1 15,0 15,6 4,6 Mínimo 2282,8 942,7 1906,7 911,6 574,4 202,3 14,6 15,0 14,2 <4,9 <4,2 <9,7 <1,7 <0,9

Obs.: CONAMA = Conselho Nacional do Meio Ambiente (resolução 357/05 para rio classe2); D. Padrão = Desvio Padrão; CV = Coeficiente de Variação.

0,0

2000,0

4000,0

6000,0

8000,0

10000,0

12000,0

RMW-1

RMW-2

RMW-3

RMW-4

RMW-5

RMW-6

RMW-7

RMW-8

RMW-9

RMW-10

RMW-11

RMW-12

RMW-13

Amostras

Con

cent

raçã

o C

a (u

g/L)

0,0

500,0

1000,0

1500,0

2000,0

2500,0

3000,0

Con

cent

raçã

o M

g (u

g/L)Ca

Mg

Figura 7. Variabilidade do Ca e Mg ao longo do rio Murucupi.


74

0,05000,0

10000,015000,020000,025000,030000,035000,040000,045000,050000,0

RMW-1

RMW-2

RMW-3

RMW-4

RMW-5

RMW-6

RMW-7

RMW-8

RMW-9

RMW-10

RMW-11

RMW-12

RMW-13

Amostras

Con

cent

raçã

o N

a (u

g/L)

0,0

2000,0

4000,0

6000,0

8000,0

10000,0

12000,0

14000,0

16000,0

Con

cent

raçã

o K

(ug/

L)

Na

K

Figura 8. Variabilidade do Na e K ao longo do rio Murucupi.

0,0

500,0

1000,0

1500,0

2000,0

2500,0

3000,0

3500,0

4000,0

4500,0

RMW-1

RMW-2

RMW-3

RMW-4

RMW-5

RMW-6

RMW-7

RMW-8

RMW-9

RMW-10

RMW-11

RMW-12

RMW-13

Amostras

Con

cent

raçã

o Fe

(ug/

L)

0,0

200,0

400,0

600,0

800,0

1000,0

1200,0

1400,0

Con

cent

raçã

o Al

(ug/

L)

Fe

Al

Figura 9. Variabilidade do Fe e Al ao longo do rio Murucupi.

0,0

10,0

20,0

30,0

40,0

50,0

60,0

70,0

80,0

90,0

RMW-1

RMW-2

RMW-3

RMW-4

RMW-5

RMW-6

RMW-7

RMW-8

RMW-9

RMW-10

RMW-11

RMW-12

RMW-13

Amostras

Con

cent

raçã

o Ba

(ug/

L)

0,0

50,0

100,0

150,0

200,0

250,0

Con

cent

raçã

o M

n (u

g/L)Ba

Mn

Figura 10. Variabilidade do Ba e Mn ao longo do rio Murucupi.


75

0,0

10,0

20,0

30,0

40,0

50,0

60,0

RMW-1

RMW-2

RMW-3

RMW-4

RMW-5

RMW-6

RMW-7

RMW-8

RMW-9

RMW-10

RMW-11

RMW-12

RMW-13

Amostras

Con

cent

raçã

o Sr

(ug/

L)

-20,0

0,0

20,0

40,0

60,0

80,0

100,0

120,0

Con

cent

raçã

o Zn

(ug/

L)

Sr

Zn

Figura 11. Variabilidade do Sr e Zn ao longo do rio Murucupi.

0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

5,0

6,0

7,0

8,0

9,0

RMW-1

RMW-2

RMW-3

RMW-4

RMW-5

RMW-6

RMW-7

RMW-8

RMW-9

RMW-10

RMW-11

RMW-12

RMW-13

Amostras

Con

cent

raçã

o N

i (ug

/L)

-2,0

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

12,0

14,0

16,0

Con

cent

raçã

o Pb

(ug/

L)

Ni

Pb

Figura 12. Variabilidade do Ni e Pb ao longo do rio Murucupi.

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

12,0

14,0

16,0

18,0

RMW-1

RMW-2

RMW-3

RMW-4

RMW-5

RMW-6

RMW-7

RMW-8

RMW-9

RMW-10

RMW-11

RMW-12

RMW-13

Amostras

Con

cent

raçã

o C

u (u

g/L)

-1,0

0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

5,0

Con

cent

raçã

o C

r (ug

/L)

Cu

Cr

Figura 13. Variabilidade do Cu e Cr ao longo do rio Murucupi.


76

Foram analisados os seguintes elementos: alumínio, bário, cálcio, cádmio, cromo cobre, ferro, potássio, magnésio, manganês, molibdênio, sódio, níquel, chumbo, estrôncio e zinco. Dentre esses elementos não foi possível detectar a presença de arsênio (LD=0,02 µg/L), cádmio (LD=0,66 µg/L) e molibdênio (LD=3,82 µg/L) nas águas estudadas. O cromo foi detectado apenas no ponto RMW-13 (4,55 µg/L).

De uma maneira geral, o comportamento dos elementos Ca, Mg, Na, K, Fe, Al, Ba, Mn, Sr, Zn, e Cu mantiveram-se constantes ao longo do rio aumentando consideravelmente nos pontos RMW-11, 12 e 13, esse comportamento é provavelmente devido à presença desses elementos nos efluentes industriais e domésticos lançados próximos a esses pontos e que foram incrementados pela ação da maré vazante ao longo dos últimos pontos selecionados. Ni e Pb tiveram comportamento diferenciado oscilando de valores abaixo do LD do elemento (<4,2μg/L para o Ni e <9,7μg/L para o Pb) até valores máximos de 8,1μg/L para o Ni no ponto RMW-3 e 15μg/L no ponto RMW-11 para o chumbo.

Em termos de média, o alumínio (356,0μg/L) e o ferro (1.080,0μg/L) apresentaram valores de concentrações 3,56 (Ni) e 3,60 (Fe) vezes maiores que o permitido pela resolução 357/05 do CONAMA (<100 e <300 µg/L respectivamente). Esses valores elevados demonstram que os despejos oriundos da produção de alumínio estão contribuindo para alterar a qualidade dos rios da Amazônia. O rio Murucupi é um dos afluentes do rio Pará (Vital et al., 1998) que banha a cidade de Belém e outras cidades da região com uma estimativa de mais de 2 milhões de habitantes que mais recentemente tem mostrado uma elevação dos teores de alumínio (1000,0μg/L) e ferro (575,0μg/L) devido a vazamentos de efluentes na área industrial de Barcarena (Pereira, 2007b).

A concentração de íons alumínio em águas naturais normalmente é pequena, tipicamente 27 μg/L. Esse baixo valor se deve ao fato de que em pH médio das águas naturais, de 6 a 9, a solubilidade do alumínio contido nas rochas e solos ao qual a água é exposta é muito pequena. A solubilidade do alumínio em águas é controlada pela solubilidade do Al(OH)3, segundo a equação 3:

Al(OH)3(s) Al3+ + 3 OH- Kps = 10-33 [3]

Conforme o equilíbrio da equação 3, percebe-se que a diminuição do pH das águas

naturais provoca um aumento da concentração de íons alumínio na água. Portanto, o alumínio é mais solúvel em águas ácidas (pH < 6) do que aquele em que o pH não é menor que 6 ou 7 (Baird, 1999). O alumínio solubilizado nas águas dos rios que apresentam pH com caráter ácido, quando em contato com as guelras dos peixes provoca o aumento do pH e a formação do Al2(OH)3 pouco solúvel nas guelras, o que acaba por matar os peixes sufocados. Os valores encontrados neste trabalho para o alumínio são 13,2 vezes maiores que os valores normais encontrados em águas naturais (Schafer, 1985). Em tempos recentes, o temor quanto a ingestão de alumínio por humanos, pormeio da água potável, deve-se a associação dele como a maior causa da doença de Alzheimer. Pesquisadores concluiram que o consumo de água com mais de 100 µg/L de alumínio, pode levar a danos neurológicos tais como perda de memória e pequeno aumento na possibilidade da incidência da doença de Alzheimer (Baird, 1999). Potencializa outros transtornos mentais, próprios da velhice, interfere na função do magnésio e está relacionado com a debilidade da mucosa digestiva e reduz a absorção do selênio e do fósforo (Lombardi et al., 2001). Sabe-se também que o efeito mais danoso das águas ácidas sobre os peixes se deve ao alumínio. Após ser solubilizado dos solos, ele existe como íon livre em águas ácidas, quando os íons hidróxido precipitam-se como gel nas


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brânquias dos peixes, que são menos ácidas, dificultando a assimilação normal do oxigênio da água e sufocando os peixes (Baird, 1999).

O ferro em altas concentrações pode afetar a saúde humana, pois pode catalisar quimicamente a oxidação de lipídios e outras biomoléculas (Bast et al., 1991). O manganês quando inalado pode causar problemas no pulmão.

O manganês mostrou-se acima da resolução (<100 µg/L) nos pontos RMW-11, 12 e 13. Os elementos Al, Fe e Mn têm fonte definida no meio ambiente, pois fazem parte da geoquímica local, confirmada pelos resultados do estudo das correlações, não foi possível afirmar que a presença em excesso desses elementos está ligado somente ao efluente industrial despejado no rio Murucupi, entretanto, mesmo sem definir a verdadeira origem dos elementos, pode-se afirmar que em relação aos valores máximos permitidos para rios de classe 2, o rio Murucupi está contaminado por altas concentrações de alumínio e ferro em toda sua extensão e por manganês, em três pontos avaliados que recebem despejos de efluentes domésticos e efluentes industriais. Ba, Zn, Ni, Pb e Cu mantiveram as concentrações abaixo da resolução 357/05 do CONAMA (<1000, 180, 25, 30 e 20 µg/L) com valores condizentes com os de referência em águas doces superficiais. Ca, Mg, Na, K e Sr não possuem valores limites estabelecidos pelo CONAMA.

Como aconteceu com os parâmetros físico-químicos que variaram principalmente nos pontos RMW-11, 12 e 13 com forte influência dos despejos de efluentes domésticos e efluentes industriais e com a influência da maré, observou-se o mesmo comportamento para alumínio, ferro e manganês no ponto RMW-12 com concentração de 1.186,0 µg/L, 4.183,2 µg/L e 194,3 µg/L, respectivamente. Observou-se que o ferro começou a apresentar altas concentrações quando do início da vazante da maré, o incremento foi de 5,6%, chegando a atingir um incremento de 328,69% no ponto RMW-12 em relação ao início da maré vazante, mostrando assim a influência da intrusão da maré como agente purificador dos corpos hídricos.

No estudo da variabilidade dos resultados, excluindo-se o zinco, níquel, chumbo, cobre e cromo que apresentaram valores abaixo do limite de detecção, de acordo com o cálculo do coeficiente de variação, observou-se que o sódio foi o elemento com maior variabilidade (160,2%), seguido do potássio (157,28%) e manganês (100,9%). O magnésio foi o elemento que menos variou (41,1%), seguido do estrôncio (54,5%) e cálcio (64,3%). Ferro (87,3%), alumínio (74,2%) e bário (75,0%) apresentaram variação média. As altas variações apresentadas foram devidas aos altos valores obtidos nos pontos RMW-11, 12 e 13. O lançamento dos efluentes industriais e domésticos no rio Murucupi, oriundos de tubulações clandestinas no interior da floresta, ocasionou a variação observada. As características do efluente podem ocasionar a solubilização de alguns elementos que apresentaram concentrações acima da esperada para água superficial de rios amazônicos (Tabela 7).

Em termos de média, os valores encontrados para o rio Murucupi estiveram todos acima dos valores encontrados em outros rios do estado do Pará, com exceção do bário (1,2 vezes < que a média) e cromo (1,8 vezes < que a média) únicos elementos apresentarem concentração menor que a média encontrada em outros rios. Os elementos que apresentaram os maiores teores em relação à média dos outros rios foram: sódio (3,5 vezes > que a média), alumínio (3,1 vezes > que a média) e ferro (2,6 vezes > que a média), todos associados à composição química da lama vermelha. Metais pesados como níquel (2,0 vezes > que a média), zinco (1,7 vezes > que a média), cobre (1,3 vezes > que a média) e chumbo (1,1 vezes > que a média), encontram-se acima da média de outros rios do estado do Pará. Esses resultados mostram que o rio Murucupi está sendo contaminado sistematicamente pelos efluentes lançados em suas


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águas e devido aos altos teores de alumínio e ferro suas águas não são recomendadas para uso sem tratamento.

Na Figura 14, são mostradas as correlações existentes entre os elementos químicos avaliados no rio Murucupi.

Tabela 7. Concentração dos elementos químicos nos rios do estado do Pará (μg/L).

Al As Ba Ca Cd Cr Cu Fe CONAMA 100 10 700 - 1 50 9 300 Rio Paráa 110,2 4,2 - - - - 4,7 - Rio Xingub 54,6 4,1 47,9 4391,7 - 0,6 0,8 508,6 Rio Tapajósc 280,0 - 2,5 1670,0 - - - 564,9 Rio Tocantinsd 21,3 - 40,9 3557,4 0,1 0,8 0,2 191,5 Rio Murucupie 356,0 - 26,4 3869,8 - 0,4 2,5 1080,8Mín. rio Paráa - - - - - - - - Mín. rio Xingub 9,1 - 1,0 303,2 - - - 4,7 Mín. rio Tapajósc 47,6 - - 210,2 - - - 113,6 Mín. rio Tocantinsd 1,5 - 17,9 2320,6 - - - 22,9 Mín. rio Murucupie 202,3 - 14,6 2282,8 - - - 574,4 Máx. rio Paráa 290,9 7,0 - - - - 8,9 - Máx. rio Xingub 792,4 62,2 93,8 114410,0 0,2 19,1 12,7 2426,8Máx. rio Tapajósc 788,1 - 4,6 7066,0 - - - 1000,2Máx. rio Tocantinsd 64,9 - 104,2 5162,3 0,7 2,9 3,0 1170,4Máx. rio Murucupie 1186,0 - 76,7 9968,5 - 4,6 15,6 4183,2 K Mg Mn Na Ni Pb Sr Zn CONAMA - - 100 - 25 10 - 180 Rio Paráa - - 38,1 - - 6,3 - 17,2 Rio Xingub 1087,8 1299,0 21,2 1814,4 0,1 0,4 15,7 5,4 Rio Tapajósc - 471,6 12,0 - - - 12,1 - Rio Tocantinsd - 1592,1 32,9 2408,6 2,3 0,7 30,6 1,4 Rio Murucupie 2544,0 1249,8 57,7 7363,2 2,4 2,8 23,1 13,3 Mín. rio Paráa - - - - - - - Mín. rio Xingub 242,4 265,9 7,4 45,9 - - 2,0 - Mín. rio Tapajósc - 261,2 2,2 - - - 2,9 - Mín. rio Tocantinsd - 1300,6 4,1 1653,5 - - 21,0 - Mín. rio Murucupie 911,6 942,7 15,0 1906,7 - - 14,2 - Máx. rio Paráa - - 108,1 - - 13,4 - 52,2 Máx. rio Xingub 2076,8 23834,3 66,2 5288,1 2,9 3,5 32,4 83,1 Máx. rio Tapajósc - 1226,3 23,0 - - - 42,6 - Máx. rio Tocantinsd - 2095,3 230,4 5592,8 11,6 17,8 52,5 16,5 Máx. rio Murucupie 15056 2495,4 194,3 42990,0 8,1 15 51,9 100,7

a (Pires, 2005); b (Freitas, 2005); c (Costa, 2006); d (Pereira, 2007a); e (estudo atual).

Analisando-se o cálculo das correlações entre os elementos, observa-se que cálcio e magnésio têm excelente correlação (r > 0,8) com bário, sódio, potássio, manganês e estrôncio, e boa correlação (0,6 < r < 0,8) com alumínio. Sódio e potássio apresentam boa correlação com bário e manganês e excelente correlação com cálcio, magnésio e estrôncio. Manganês apresentou excelente correlação com alumínio, cálcio, magnésio e estrôncio, e boa correlação com bário, ferro, sódio e potássio. O alumínio apresenta excelente correlação com ferro e


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manganês, além de boa correlação com cálcio, magnésio e estrôncio, e apenas regular correlação com bário (0,4 < r < 0,6).

Já o ferro apresentou excelente correlação com alumínio e boa correlação com o manganês. A correlação do ferro com o manganês se deve a forma semelhante com que ambos reagem no ambiente aquático. O ferro precipita-se principalmente como carbonato, sulfeto e hidróxido, e solubiliza-se como bicarbonato, isso se aplica ao manganês no ambiente aquático. Além do fato de que a oxidação de ferro e manganês é utilizada como fonte de obtenção de energia para as bactérias do gênero Leptothrix, Crenothrix polyspora, Gallionella, Thiobacillus thiooxidans, Ferrobacillus ferrooxidans e Metallogenium, que metabolizam a matéria orgânica complexada a esses elementos (Baird, 1999).

Destaca-se a excelente correlação entre alumínio e ferro, uma vez que eles estão presentes em grande quantidade no resíduo do processamento da bauxita (lama vermelha).

Al Ba C a M g Fe N a K Mn SrA l

Ba

C a

M g

Fe

N a

K

M n

Sr

0,8-10,6-0 ,80,4-0 ,60,2-0 ,40-0 ,2

Figura 14. Correlações entre os elementos analisados.

Dis

tanc

ia E

uclid

iana

0

5000

10000

15000

20000

25000

30000

35000

Na Mn

Pb Cu

Cr Ni

Zn Sr

Ba Al

Fe Mg

K Ca

Figura 15. Dendrograma dos elementos químicos.

Dis

tânc

ia E

uclid

iana


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Quanto às similaridades entre os elementos químicos, obtidas da análise do dendrograma (Figura 15), observou-se que as melhores similaridades foram entre os elementos Mn, Pb, Cu, Ca, Ni, Zn, Sr e Ba. O sódio se isolou dos demais elementos com uma indicação de que a presença desse elemento está associado a efluentes ricos em NaOH usado no tratamento da bauxita visando à extração da alumina. Há relatos da população de vazamentos constantes de um material de aspecto vermelho que mata os peixes do rio e causa problemas a saúde da população local. 4. CONCLUSÃO

Considerando que a coleta foi realizada em período de estiagem (setembro), a contribuição do intemperismo, por meio da lixiviação de terrenos, é menos intensa. Nessa época, as águas oceânicas pluviais modificam sazonalmente a composição das águas superficiais do sistema estudado, principalmente pela influência das marés e pelos ciclos hidrogeológicos (enchente, vazante, fluxo, etc).

O teor de eletrólitos encontrados (cálcio, magnésio, sódio e potássio), o pH ácido (4,4 a 6,2), a baixa condutividade elétrica e a pobreza de íons cálcio e magnésio são característicos da região geoquímica amazônica. Isso, também, pode-se dizer dos teores de alumínio e ferro que podem se originar tanto a partir das rochas que contêm esses elementos, assim como da influência da poluição provocada pelo homem.

O aumento do teor de sódio, potássio e manganês podem estar associados a processos hidrogeoquímicos, assim como o intemperismo e também o efluente que é despejado no rio. Deve-se considerar também a intensificação dessas observações quando tem inicio a vazante da maré, do ponto RMW-9 a 13. O ponto RMW-12, apesar de ser uma das nascentes do rio, não pode ser considerado como área preservada, devido à proximidade da área industrial e urbana da região em estudo.

Os parâmetros físico-químicos, na maioria dos casos, apresentaram variações significativas apenas quando teve início a vazante da maré, na qual a influência dos efluentes domésticos e industriais pode ser mais bem observada.

Alguns elementos obtiveram valores de concentrações maiores que o permitido pelo CONAMA, dentre eles o alumínio e o ferro apresentaram-se na totalidade dos pontos analisados e o manganês em três pontos, tendo fonte definida no meio ambiente pois fazem parte da geoquímica local, e em efluentes oriundos de uma indústria produtora de alumina ou pela ação deste sobre as rochas que contêm esses metais, além da ação do intemperismo. A presença dos elementos alumínio e ferro, principalmente, podem causar danos à saúde da população que utiliza a água do rio Murucupi sem tratamento convencional necessitando um cuidado no consumo indiscriminado dessa água. 5. AGRADECIMENTOS

Agradecemos o apoio da Eletronorte, CNPq e ao Programa de Pós-Graduação em Química da UFPA. 6. REFERÊNCIAS BAIRD, C. Environmental Chemistry. 2. ed. Ontario: University of Western Ontario, 1999.

557 p.


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Avaliação da transformação da paisagem na bacia do ribeirão Vidoca, São José dos Campos, SP, Brasil


André Stempniak1; Getulio Teixeira Batista2; Ademir Fernando Morelli3

1Mestre em Ciências Ambientais, Universidade de Taubaté (UNITAU) E-mail: [email protected]

2Professor do Programa de Pós-Graduação em Ciências Ambientais da Universidade de Taubaté (UNITAU)

E-mail: [email protected] do Departamento de Engenharia Civil da Universidade de Taubaté (UNITAU)


RESUMO Bacias hidrográficas em áreas urbanas freqüentemente sofrem mudanças drásticas na sua

paisagem. O presente trabalho consistiu na análise da transformação da paisagem na Bacia Hidrográfica do Ribeirão Vidoca e do estado de conservação da bacia no período de 1500 a 2003. Com base em técnicas de Sensoriamento Remoto e de Geoprocessamento analisaram-se quatro períodos distintos em termos das mudanças ocorridas: a) no período de 1500 a 1953 ocorreu a transformação da vegetação natural, composta principalmente por Floresta Estacional Semidecidual Aluvial, Floresta Estacional Semidecidual Montana dos Morros da Serra do Mar e Savana Arbórea Aberta, para campo antrópico e pastagens; b) de 1954 a 1985, antes da maciça ocupação urbana, ocorreu uma breve regeneração da Floresta Estacional Semidecidual Aluvial e na região ao sul da Rodovia Carvalho Pinto, pastagens se transformaram em campos antrópicos; c) de 1986 a 1997 ocorreu forte urbanização com conseqüente substituição das áreas com campo antrópico e pastagens; e) de 1998 a 2003 houve a consolidação do processo de urbanização em que áreas de várzea e margens de corpos d’água foram urbanizadas, promovendo impermeabilização dos solos. Concluiu-se que, apesar da criação de uma legislação ambiental conservadora, o processo de urbanização não foi controlado e levou à degradação ambiental hoje observada nessa bacia.

Palavras-chave: bacia hidrográfica; microbacia; paisagem; urbanização; uso da terra.

Evaluation of landscape change in the Vidoca Stream Watershed, São

José dos Campos, SP, Brazil

ABSTRACT Hydrographic basins in urban areas frequently undergo drastic landscape changes. This

work analyzed the landscape transformation of Vidoca Stream Watershed in the period from 1500 to 2003. Based on Remote Sensing and GIS techniques it was found that: a) Between 1500 and 1953 natural vegetation classes which included Alluvial Semi-decidual Seasonal Forest, Mountainous Semi-decidual Seasonal Forest and Open Arboreal Savannah changed to anthropic fields and grasslands; b) From 1954 to 1985, just before the massive urban occupation of the area, there was a short period of regeneration of the Alluvial Semi-decidual Seasonal Forest above the Carvalho Pinto Highway; later on, the grasslands changed to anthropic fields; c) From 1986 to 1997, a fast urbanization process occurred and resulted in




STEMPNIAK, A.; BATISTA, G. T.; MORELLI, A. F. Avaliação da transformação da paisagem na bacia do ribeirão Vidoca, São José dos Campos, SP, Brasil. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 83-97, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.35) the replacement of the grassland and anthropic fields by urban constructions; d) From 1998 to 2003, with the consolidation of the urbanization process, the urban occupation reached the boundaries of the plateau and the lowlands of the watershed, resulting in soil impermeabilization. The results of this research indicated that the urbanization process was not controlled in spite of restricted legislation and environmental degradation occurred in this studied watershed along of the study period.

Keywords: hydrographic basin; land use; landscape; urbanization; watershed.

1. INTRODUÇÃO

Na primeira metade do século XX, o Brasil era um país agrário, com mais da metade de

sua população residente no campo. A industrialização, iniciada na segunda metade do século XX, culminou na aceleração do crescimento urbano. Na década de 70, grande parte da população rural migrou para as cidades e, atualmente, mais de 80% da população vivem nos centros urbanos. Esse crescimento urbano, sem o devido planejamento, aumentou a pressão sobre os recursos naturais (Sene; Moreira, 1998).

De acordo com Ross (1995), os problemas ambientais nas grandes cidades dos países em desenvolvimento são maiores do que nos países desenvolvidos, pois, além das questões relativas à poluição do ar, da água e do solo gerada pela ocupação urbana desordenada, existem os problemas relacionados com a qualidade de vida das populações de baixa renda, que sobrevivem em condições sanitárias desumanas, em grandes adensamentos demográficos e em áreas muitas vezes desfavoráveis à ocupação. A degradação dos recursos hídricos pela transformação da paisagem, em decorrência de ações antrópicas, modifica a estrutura e a função dos ecossistemas, comprometendo a própria disponibilidade e a qualidade hídrica, e também a qualidade de vida da população.

O conceito de paisagem inclui interações entre elementos bióticos e abióticos, nas quais a vida determina a dinâmica do meio e é determinada pelas alterações naturais e antrópicas. Assim, a urbanização das áreas de várzea e seu entorno sem o devido planejamento causa sérios problemas ambientais. Segundo Coelho Netto (1995), “A Bacia de Drenagem é uma área de superfície terrestre que drena água, sedimentos (particulado) e materiais dissolvidos (matéria orgânica e inorgânica) para uma saída comum, num determinado ponto de um canal fluvial. O limite de uma bacia de drenagem é conhecido como divisor de drenagem ou divisor de águas”. A microbacia do Vidoca deságua na bacia do Rio Paraíba do Sul que é um rio federal que abastece quase 20 milhões de habitantes.

Segundo Casimiro (2004), o Sensoriamento Remoto é uma ferramenta que facilita a identificação de padrões na paisagem, tanto em termos temporais quanto espaciais. A possibilidade de se traduzir a carta ou o mapa para uma linguagem sintética torna a ferramenta Sistema de Informação Geográfica (SIG), aliada à informação do Sensoriamento Remoto, uma ferramenta capaz de traduzir a complexidade da paisagem e sua dinâmica espaço-temporal. Por meio de SIGs, é possível manipular dados provenientes de fotos aéreas, imagens de satélite ou mesmo pontos coletados por um GPS, além de documentos cartográficos (Câmara et al., 1996).

As bacias ou microbacias urbanas normalmente apresentam-se consideravelmente alteradas com prejuízos ambientais. Este trabalho avaliou a transformação da paisagem da Bacia do Vidoca com base em conceitos de ecologia da paisagem para avaliar a interferência do homem nessa bacia. Especificamente, os objetivos do trabalho foram: 1) caracterizar os aspectos físicos e antrópicos da microbacia do Ribeirão Vidoca; 2) avaliar o ambiente

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STEMPNIAK, A.; BATISTA, G. T.; MORELLI, A. F. Avaliação da transformação da paisagem na bacia do ribeirão Vidoca, São José dos Campos, SP, Brasil. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 83-97, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.35) construído e a transformação da paisagem na microbacia do Vidoca no período de 1953 a 2003.

2. MATERIAIS E MÉTODOS

2.1. Área de estudo

A Microbacia do Ribeirão Vidoca (Figura 1) se localiza integralmente na região sul do município de São José dos Campos, tendo suas cabeceiras situadas na Província Geomorfológica conhecida como Planalto Atlântico, em uma região de terras altas, constituída predominantemente por rochas cristalinas Pré-Cambrianas e Cambro-Ordovianas. (São Paulo, 1992).

O vale do Ribeirão Vidoca e seus afluentes adentram à Bacia Sedimentar de Taubaté, a qual constitui uma depressão cuja origem está relacionada a movimentos tectonicamente depressivos que sofreram processos de sedimentação. É uma bacia que espelha o grande crescimento do município, com uma área de 43,6km2, extensão de 16,7km e largura média de 2,6km (São Paulo, 1992).

O Comitê para integração das Bacias Hidrográficas do Rio Paraíba do Sul (CEIVAP) considera a Bacia do Vidoca como uma bacia prioritária no gerenciamento dos recursos hídricos na Bacia do Paraíba do Sul. O Vidoca é citado como parte do Plano de Esgotos da ETE Lavapés (CEIVAP, 2000).

Figura 1. Microbacia do Vidoca e sua localização no município de São José dos Campos, Estado de São Paulo.

O Ribeirão Vidoca (Figuras 2 e 3) tem sua nascente no divisor de águas denominado

Itamerim a 793 metros de altitude, próximo ao limite entre os municípios de São José dos Campos e Jacareí. Logo após sua nascente, o ribeirão atravessa a Rodovia Carvalho Pinto, próximo ao bairro Parque Interlagos, recebendo o córrego da Água Clara como seu primeiro

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STEMPNIAK, A.; BATISTA, G. T.; MORELLI, A. F. Avaliação da transformação da paisagem na bacia do ribeirão Vidoca, São José dos Campos, SP, Brasil. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 83-97, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.35) afluente. Esse córrego é represado logo abaixo da sua nascente, percorrendo um trecho de aproximadamente dois quilômetros antes de desaguar no Vidoca. O Ribeirão Vidoca, seguindo seu curso rumo ao rio Paraíba, após cruzar a Rodovia Presidente Dutra, recebe seu principal afluente, o Córrego Serimbura que, por sua vez, recebe o Córrego Senhorinha, intensamente degradado por esgotos domésticos (São Paulo, 1992).

Figura 2. Bacia do Ribeirão Vidoca, visão panorâmica. Fonte: Prefeitura Municipal de São José dos Campos (2003).

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STEMPNIAK, A.; BATISTA, G. T.; MORELLI, A. F. Avaliação da transformação da paisagem na bacia do ribeirão Vidoca, São José dos Campos, SP, Brasil. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 83-97, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.35)

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(a) (b) Figura 3. (a) Parte baixa da Bacia do Ribeirão Vidoca com seus cursos da água denominados; (b) Parte alta da Bacia do Ribeirão Vidoca com seus cursos da água denominados. Fonte: Prefeitura municipal de São José dos Campos (2003).

A microbacia do Vidoca, na parte que corta as áreas ocupadas pelos bairros Colinas,

Residencial Esplanada do Sol, Vale dos Pinheiros e Esplanada, encontra-se altamente urbanizada, desde a década de 90, e com sua área de várzeas ocupada por avenidas, edifícios e residências (São Paulo, 1992). A Figura 4 mostra que em 1500, a bacia do Vidoca

Figura 4. Vegetação original em 1.500.

Obs.: FESA = Floresta Estacional Semidecidual Aluvial; SAA = Savana Arbórea Aberta; e FESMar = Floresta Estacional Semidecidual Montana dos Morros da Serra do Mar. Fonte: Morelli (2002).

STEMPNIAK, A.; BATISTA, G. T.; MORELLI, A. F. Avaliação da transformação da paisagem na bacia do ribeirão Vidoca, São José dos Campos, SP, Brasil. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 83-97, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.35) apresentava três classes de cobertura vegetal natural, quando então predominava a Savana Arbórea Aberta (SAA), com 55% da superfície da bacia, Floresta Estacional Semidecidual Montana dos Morros da Serra do Mar (FESMar) com 32% e Floresta Estacional Semidecidual Aluvial (FESA), ocupando os outros 13% do total (Morelli, 2002).

Segundo o IBGE (1986), essa composição encontrava-se distribuída na bacia. A FESA ocupava a várzea do Vidoca e de seus afluentes a 650m de altitude aproximadamente; os terraços ao longo da drenagem apareciam envolvidos pela FESMar, acima da FESA, chegando aos morros da serra do Mar, formando uma área de transição entre a FESA e a SAA que estava compreendida nas colinas tabuliformes e era de alta representatividade na época (Morelli, 2002).

O cruzamento da Carta Pedológica com a Carta de Declividade permitiu a geração da Carta Geotécnica (Figura 5). Com base nessa carta, podem-se determinar as áreas mais adequadas a um tipo específico de ocupação.

Figura 5. Carta Geotécnica da bacia do Vidoca. Fonte: Extraída e adaptada do CD CIDADE VIVA (PMSJC, 2003).

Este trabalho envolveu o estudo de vários períodos entre 1500 e 2003: a) de 1500 a

1953; b) de 1954 a 1985; c) de 1986 a 1997; d) de 1998 a 2003. A Figura 6 apresenta o fluxograma da metodologia utilizada no desenvolvimento do trabalho.

Para realizar esta pesquisa foram empregados os seguintes materiais e equipamentos: máquina fotográfica digital; microcomputador Athlon 1.100 MHz; equipado com o Sistema de Processamento de Imagens Georreferenciadas (SPRING) (Câmara et al., 1996); Plotter; receptor GPS Garmin (modelo GPS II) e bússola.

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Revisão Bibliográfica

Levantamentos de dados

Estruturação dosDados em Planosde Informação

Interpretação deFotografias Aéreas da sérietemporal

Mapa Uso 1953

Mapa Uso 1985

Mapa Uso 1997

Mapa Uso 2003

Trabalho de Campo

Integração e análise das

informações

Processo de Evolução e Transformação da Paisagem

Figura 6. Fluxograma da pesquisa.

2.2. Dados cartográficos e imagens utilizadas Foi realizado um levantamento de dados junto à Prefeitura Municipal de São José dos

Campos para o estabelecimento da base cartográfica para o trabalho. A primeira grande fonte de dados identificada foi o CD Cidade Viva (PMSJC, 2003) que contém material cartográfico digital no formato SPRING com dados planimétricos e altimétricos do município de São José dos Campos, SP. Os dados planimétricos, na forma vetorial, incluem: sistema viário, drenagem, classes de uso das terras e classes de unidades territoriais. Os dados altimétricos referem-se ao Modelo Numérico do Terreno (MNT), com curvas de nível a cada 5m. A Prefeitura de São José dos Campos disponibilizou também a base cartográfica digitalizada de todo o município com base no Plano Cartográfico do Estado de São Paulo, escala 1:10.000 (IGC, 1978), fotos aéreas digitais de 1997 e 2003 para o trabalho, assim como, a carta

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STEMPNIAK, A.; BATISTA, G. T.; MORELLI, A. F. Avaliação da transformação da paisagem na bacia do ribeirão Vidoca, São José dos Campos, SP, Brasil. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 83-97, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.35) geotécnica e o limite da bacia que também não constavam no CD Cidade Viva (2003). Do Atlas Ambiental de São José dos Campos (Morelli et al., 2005) foram extraídas a carta de vegetação original do ano de 1500, na escala 1:10.000. As cartas foram recortadas para o limite da bacia usando-se funções do SPRING (Câmara et al., 1996).

Foram utilizadas fotos aéreas de 1953 (mosaico aerofotogramétrico) e de 1985 obtidas junto ao Departamento de Águas e Energia Elétrica do Estado de São Paulo (DAEE). As fotos aéreas de 1953 e de 1985 foram adquiridas em papel e, posteriormente, digitalizadas por meio de um scanner na resolução de 5m (1953) e de 2m (1985), respectivamente, disponibilizadas no Atlas Ambiental de São José dos Campos (Morelli et al., 2005). Para o ano de 1997 e 2003, foram utilizadas as ortofotos fornecidas pela Prefeitura Municipal de São José dos Campos com resoluções de 0,25m e 0,40cm, respectivamente.

2.3. Interpretação da série temporal de fotografias aéreas

As fotografias em formato digital foram interpretadas usando o sistema de processamento de imagens SPRING 4.1 (Câmara et al., 1996). Esse processo iniciou-se com o registro das fotos de 1953 e de 1985 e, em seguida, foram incorporadas no banco de dados as ortofotos de 1997 e 2003. Após a definição da legenda das classes de uso da terra, extraiu-se informação dos dados do ano de 1997, devido à sua melhor resolução espacial, e, a seguir, foi realizada a interpretação das demais séries temporais de dados, com base nos princípios da interpretação visual, diretamente na tela do computador.

2.4. Análise da transformação da paisagem

A análise da transformação da paisagem foi facilitada pelo uso do SPRING por meio do qual foi possível a geração de tabelas com as áreas de cada classe mapeada, em cada ano analisado, que foram exportadas para uma planilha Excel para permitir o cálculo da percentagem de ocorrência de cada classe em relação ao total da bacia. Além da geração de tabelas com dados de cada ano estudado, foram feitos cruzamentos dos mapas por períodos para se avaliar a transformação da paisagem de um ano para o outro: 1500-1953; 1953-1985; 1985-1997; 1997-2003, utilizando-se a função “tabulação cruzada” do SPRING (Câmara et al., 1996). Assim, uma classe que existia em 1500 pode ter se transformado em outras classes em 1953, e, assim por diante até 2003.

2.5. Verificação de Campo

A verificação de campo foi realizada para esclarecer possíveis dúvidas sobre a identidade das classes do mapeamento na interpretação do material de sensoriamento remoto (fotos aéreas). O trabalho de campo foi planejado com base nas cartas nas quais foram demarcados os pontos a serem visitados. O receptor GPS (Sistema Global de Posicionamento) e a bússola serviram para orientação em campo, respectivamente, na localização dos pontos e na medida das direções a serem seguidas.

O trabalho de campo deste trabalho foi concomitante à elaboração do Atlas Ambiental de São José dos Campos, SP (Morelli et al., 2005), projeto desenvolvido por uma equipe multi-disciplinar que caracterizou a paisagem desse município. O trabalho de campo foi realizado no período de 2003 a 2005 e precedeu a geração dos mapas aqui apresentados. 3. RESULTADOS

A análise temporal forneceu uma idéia do processo, ou seja, um resumo histórico da paisagem em diferentes momentos. Porém, o cruzamento das informações permitiu a análise

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STEMPNIAK, A.; BATISTA, G. T.; MORELLI, A. F. Avaliação da transformação da paisagem na bacia do ribeirão Vidoca, São José dos Campos, SP, Brasil. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 83-97, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.35) quantitativa do quanto e o quê foi alterado, o que pode ensejar projeções de conseqüências, ainda que parciais.

Os temas mapeados foram: paisagem natural (cobertura vegetal) e paisagem antrópica (espaço urbano e vegetações alteradas pelas atividades agropastoril) (Figura 7).

Figura 7. Mapas de uso e cobertura da terra para os anos de 1953, 1985, 1997 e 2003, resultantes da interpretação de fotos aéreas.

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A foto-interpretação de material digital, diretamente no computador, tem a vantagem de permitir o realce de detalhes pela facilidade de se mudar a escala, em função da resolução da imagem ou dimensão dos objetos a serem delineados. 3.1. Transformação da Vegetação Original 1500 a 1953

Em 1500, havia três classes de vegetação original na Bacia do Ribeirão Vidoca (Tabela 1): Savana Arbórea Aberta (SAA), Floresta Estacional Semidecidual de Morretes e Morrotes e da Serra do Mar (FESMar) e Floresta Estacional Semidecidual Aluvial (FESA). Esses domínios ocupavam 2712,8ha, 1552,9ha e 634,1ha, respectivamente. A SAA era um domínio situado originalmente sobre as colinas tabuliformes, a FESMar se localizava nas encostas dessas colinas que, em suas partes mais baixas, continha a FESA, situada nos vales próxima aos corpos da água.

Tabela 1. Classes de cobertura vegetal original nos anos de 1500 e 1953 na bacia do Vidoca. Classes de Uso do Solo 1500 (ha) 1953 (ha) Remanescente (%)

SAA 2712,8 246,1 9,1 FESMar 1552,9 358,9 23,1 FESA 634,1 230,5 36,3

Com a ação antrópica, as áreas dessas coberturas florestais foram reduzidas e pouco

sobrou da cobertura original, especialmente da SAA que embora tivesse a maior ocorrência foi a mais alterada, sobrou apenas 9,1%. Mesmo esse remanescente de SAA apresentava-se alterado. De forma similar, apenas 23,1% da FESMar e 36,3% da FESA restaram de suas áreas originais.

Com a alteração das classes de vegetação original surgiram novas classes de uso da Terra: Campo Antrópico, Pastagem, Loteamentos Projetados, Urbanização em Consolidação, Expansão Urbana, Rodovia Presidente Dutra (Tabela 2). A classe mais representativa no ano de 1953 foi Campo Antrópico com 1869,9ha, seguida por Pastagem com 1558,8ha. As demais classes relacionadas à urbanização (Loteamentos Projetados, Urbanização em Consolidação, Expansão Urbana e a Rodovia Presidente Dutra) somam 389,2ha no total.

Tabela 2. Classes resultantes da ocupação antrópica nas coberturas vegetais originais observadas no ano de 1953 na bacia do Vidoca. Classes SAA FESMar FESA Total

Campo Antrópico 1527,8 122,5 219,5 1869,9 Pastagem 380,3 1021,8 156,7 1558,8 Loteamentos Projetados 136,7 15,7 0 152,4 Urbanização em Consolidação 131,5 12,3 0 143,8 Expansão Urbana 45,9 7,2 0 53,0 Rodovia Presidente Dutra 30,7 4,17 5,3 40,0

O Campo Antrópico caracterizado como pastagem abandonada, passou a ser objeto de

especulação imobiliária e ocupou boa parte da SAA e também áreas de FESMar e FESA. Essa classe se desenvolveu primeiramente nas colinas tabuliformes onde predominava a SAA. Já as pastagens, inicialmente, foram implantadas nas regiões onde ocorriam FESA e FESMar e, posteriormente, ocuparam as colinas tabuliformes. O processo de urbanização ocorreu nessas

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STEMPNIAK, A.; BATISTA, G. T.; MORELLI, A. F. Avaliação da transformação da paisagem na bacia do ribeirão Vidoca, São José dos Campos, SP, Brasil. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 83-97, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.35) pastagens quando foram abandonadas e transformadas em Campo Antrópico. A Tabela 3 mostra a mudança de uso e cobertura do solo de 1953 a 2003.

Tabela 3. Classes de ocupação antrópica e de coberturas vegetais originais (FESA e FESMar) observadas no período de 1953 a 2003 na bacia do Vidoca.

Ano 1953 1985 1997 2003 Classes

Área (ha) % Área (ha) % Área (ha) % Área (ha) %Campo Antrópico 1869,9 38,1 1398,3 28,5 667,1 13,6 780,1 15,9

Pastagem 1558,8 31,8 455,7 9,3 349,8 7,1 421,7 8,6Loteamentos Projetados 152,4 3,1 129,4 2,6 106,9 2,2 40,5 0,8Urbanização em Consolidação 143,8 2,9 570,5 11,6 41,3 0,8 41,3 0,8Expansão Urbana 53,0 1,1 192,7 3,9 134,0 2,7 134,0 2,7Urbanização Consolidada 0,0 0,0 1048,8 21,4 2117,3 43,1 2347,6 47,8FESA + FESMar 589,3 12,0 667,8 13,6 953,0 19,4 780,1 15,9

3.2. Transformação da cobertura do solo de 1953 a 1985

A análise comparativa dos anos 1953 e 1985 evidencia o processo de urbanização das classes Campo Antrópico e Pastagem situadas nas colinas tabuliformes, encostas e vales (Tabela 3). Dessa forma, a classe Campo Antrópico ocupava 38,1% da bacia e passou a ocupar em 1985, 28,5% da área total, isso acontece com Pastagem com uma queda ainda mais abrupta de 31,8% para 9,3%, cedendo espaço para o crescimento das classes relacionadas com crescimento urbano como Urbanização em Consolidação de 2,9% para 11,6%, Expansão Urbana com 1,1% para 3,9%, e, principalmente, Urbanização Consolidada que, em 1953, não apresentava área mensurável e passou a ocupar 21,4% da bacia em 1985.

Esse crescimento pode ser atribuído à mudança do modelo econômico do Brasil, que na primeira metade do século XX era agrário e passou a ser rural na segunda metade daquele século (Sene; Moreira, 1998), assim, várias cidades cresceram sem planejamento e as atividades agrárias foram substituídas pelas industriais, antigas áreas de atividades agro-pastoris tornaram-se Campo Antrópico e logo se converteram em áreas urbanas (Silva, 2005). O perfil de ocupação revela uma situação em que, inicialmente, as colinas tabuliformes foram urbanizadas até seus limites, posteriormente, o processo de urbanização desceu as encostas até a várzea.

Um aspecto positivo é que a FESA e a FESMar se regeneraram nas áreas próximas às nascentes ao sul da Rodovia Carvalho Pinto.

3.3. Transformação da cobertura do solo de 1985 a 1997

De 1985 a 1997 continuou o decréscimo da classe Campo Antrópico em função do avanço da urbanização como pode ser verificado na Tabela 3. A área dessa classe foi reduzida em praticamente 50%, em 1985 ocupava 28,5% e, em 1997, passou a ocupar apenas 13,6% da área total da bacia. Outro dado que evidencia o processo de urbanização é a diminuição da área ocupada por Pastagem que passou de 9,3% em 1985 para 7,1% da área da bacia em 1997. Observou-se que essa classe foi transformada principalmente para Campo Antrópico. Parte da pastagem também foi convertida diretamente para classes de urbanização e uma pequena parte foi abandonada e se regenerou para FESA.

Com base nos dados da Tabela 3, fica evidente que o processo de urbanização esteve se consolidando nesse período. Enquanto a classe de Urbanização em Consolidação cai de 11,6% para 0,8%, a classe Urbanização Consolidada aumenta de 21,4% para 43,1% mais que

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STEMPNIAK, A.; BATISTA, G. T.; MORELLI, A. F. Avaliação da transformação da paisagem na bacia do ribeirão Vidoca, São José dos Campos, SP, Brasil. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 83-97, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.35) dobrando sua área nesse período. De forma similar, a área ocupada pelas classes Expansão Urbana e Loteamentos Projetados diminuem, pois há consolidação da urbanização na bacia. 3.4. Transformação da cobertura do solo de 1997 a 2003

As ocorrências das classes Pastagem e Campo Antrópico se estabilizaram com pouca variação (13,6% para 15,9%) e (7,1% para 8,6%), respectivamente (Tabela 3). Literalmente não houve mudança mensurável nas classes de Urbanização em Consolidação e Expansão Urbana nesse período. A principal mudança foi o crescimento urbano, consolidando a ocupação dos vales, revelado pelo aumento da área ocupada com a classe Urbanização Consolidada de 43,1% para 47,8% da área total da bacia.

Esse aumento na ocupação urbana ocasionou a perda da FESA que vinha, no passado, recuperando-se nos vales entre as colinas tabuliformes. A Tabela 3 mostra ainda que em 1997 essa classe ocupava 19,4% e passou a ocupar apenas 15,9% (FESA + FESMar) da área total da bacia, em 2003. A supressão da vegetação nos vales ocorreu em Áreas de Proteção Permanente (APP). Essas áreas abrigavam matas ciliares importantes para a proteção das margens dos corpos da água. 4. DISCUSSÃO DOS RESULTADOS

A transformação da paisagem na bacia do Ribeirão Vidoca é resultante da mudança do perfil econômico no século XX que ocorreu no Brasil e refletiu no município de São José dos Campos, SP. A passagem de uma economia agrária para uma industrial levou ao crescimento gradual das cidades, sem planejamento. A paisagem retrata o histórico natural e antrópico ao longo do tempo. Na primeira, as transformações são lentas, na segunda as transformações são mais rápidas, às vezes chegando a poucos anos. A capacidade tecnológica do homem interferir no meio natural torna-se um grande modelador do espaço. Ao retificar a drenagem ou ao suprimir a vegetação de mata ciliar, perde-se patrimônio natural relacionado com a sustentabilidade dos recursos hídricos.

A Figura 8 mostra o crescimento da população de São José dos Campos no período de 1940 a 2007 (IBGE, 2007).

-

100 000

200 000

300 000

400 000

500 000

600 000

700 000

1940

1950

1960

1970

1980

1991

1996

2000

2001

2002

2004

2007

Anos

Popu

laçã

o

Figura 8. População de São José dos Campos de 1940 a 2007. Fonte: adaptado dos Censos Demográficos e Projeções 2007 (1940, 1950, 1960, 1980, 1991, 2000 e 2007) (IBGE, 2007).

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Pode ser verificado que a população cresceu mais de 20 vezes nesse período. Esse crescimento se reflete no crescimento das áreas urbanizadas, grandemente influenciado pela Rodovia Presidente Dutra que corta a bacia estudada.

O cenário em 1500 mostrava uma fisionomia homogênea da vegetação, a interferência humana foi decisiva na mudança da paisagem da bacia do Vidoca ao longo do período estudado como foi demonstrado neste trabalho. Havia apenas três classes de cobertura vegetal: Savana Arbórea Aberta (SAA), Floreta Estacional Semidecidual de Morretes e Morrotes e da Serra do Mar (FESMar) e Floresta Estacional Semidecidual Aluvial (FESA). Esses domínios de vegetação compreendiam um sistema integrado sendo difícil a distinção entre eles; há enclaves de FESA dentro do domínio do cerrado e a FESMar situada nas encostas entre FESA e SAA pode ser considerada uma transição entre a FESA e a SAA.

No período inicial do estudo, a economia agrária foi responsável pelo aumento das áreas de pastagens, transformando todos os domínios, sendo o mais atingido a SAA, depois a FESMar e por último a FESA. Deve-se ressaltar que a Savana inicialmente tinha uma área maior e era localizada nas colinas tabuliformes, local propício à ocupação. Contudo, com a ocupação urbana, áreas de floresta aluvial, responsáveis pela proteção dos corpos da água foram também ocupadas. Dessa forma, a suspensão da vegetação próxima aos corpos da água pode estar associada à degradação dos recursos hídricos e a perda do patrimônio ambiental quando se considera a flora, fauna e beleza cênica.

Valério Filho et al. (2005), discutindo drenagem urbana do Município de São José dos Campos, apontaram a bacia do Vidoca como a segunda de maior índice de impermeabilização global (0,37) entre todas as bacias estudadas e indicam a urbanização consolidada (aproximadamente 50% da área da bacia) como causa dessa impermeabilização. Indicam ainda que a leste dessa bacia, a classe área não consolidada com baixa taxa de ocupação ocorre com maior freqüência, indicando a possibilidade de adensamento no futuro. Além disso, ocorrem extensas áreas de pastagem, que indicam possibilidade de expansão urbana e, portanto, alertam para a necessidade de maior atenção por parte do poder público.

5. CONCLUSÕES

As atividades antrópicas que mais alteraram a paisagem da bacia do Vidoca foram o estabelecimento de campos antrópicos, pastagens, urbanização em consolidação e urbanização consolidada e a abertura da Rodovia Presidente Dutra e, mais recentemente, da Rodovia Carvalho Pinto. As rodovias, especialmente a Dutra, foram indutoras do crescimento urbano e influenciaram o processo da ocupação urbana na bacia do Vidoca.

De 1500 a 1953 foram implantadas áreas de pastagens e se materializou uma grande área com campo antrópico. O processo de urbanização iniciou-se principalmente com a abertura e duplicação da rodovia Presidente Dutra que se constituiu em marco simbólico do começo da passagem da economia agrária para industrial nessa região que passou de características rurais para urbanas.

No período seguinte de 1954 até 1985 ocorreu a ocupação das colinas tabuliformes, com a urbanização se estendendo até as bordas do tabuleiro fazendo com que áreas de pastagens se transformassem em campos antrópicos. A FESA e a FESMar começaram a se regenerar na parte alta da bacia. Nesse período, a FESA ainda aparecia com representatividade nos vales entre as colinas.

De 1986 a 1997, a urbanização se consolidou, houve ocupação das várzeas (vales), e, em conseqüência, a supressão da vegetação (FESA), a urbanização desceu até as encostas das colinas e chegou próximo aos corpos da água. A regeneração da FESA resultou em pequenos fragmentos entre pastagens e chácaras.

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No Período de 1998 a 2003, houve um pequeno crescimento urbano, porém uma significativa consolidação da urbanização. Embora, em termos de área ocupada, a FESA tenha diminuído, houve pequenas áreas de regeneração dessa classe localizadas nos vales e na parte alta da bacia, próximo às nascentes. 6. REFERÊNCIAS CÂMARA, G.; SOUZA, R. C.; FREITAS, U. SPRING: integrating remote sensing and GIS

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Controle qualitativo e quantitativo do escoamento pluvial urbano com bacias de detenção


Néstor Aldo Campana; Ricardo Silveira Bernardes; Jolival Antonio da Silva Jr.

Departamento de Engenharia Civil e Ambiental - ENC Faculdade de Tecnologia - FT. Universidade de Brasília – UnB

Campus Universitário Darcy Ribeiro – Asa Norte – Brasília/DF – CEP 70.910-900 E-mail: [email protected]; [email protected]; [email protected]

RESUMO As cheias urbanas são responsáveis por transtornos que vão desde pequenos

empoçamentos a enormes prejuízos materiais e à saúde humana. Com o intuito de minimizar o efeito das enchentes em áreas urbanas, várias metodologias vêm sendo estudadas. Dentre elas, as bacias de detenção e retenção são bastante utilizadas em áreas com urbanização consolidada. Neste estudo apresenta-se uma análise da eficiência de duas bacias de detenção – uma seca e outra alagada – no controle de inundações abordando os aspectos quantitativo e qualitativo do escoamento proveniente da rede de drenagem pluvial da cidade de Brasília – DF, Brasil. O afluente para as bacias de detenção é proveniente de sistema convencional de drenagem urbana com 4,75km2 (bacia seca) e 6,12km2 (bacia alagada) de área de contribuição. Os resultados mostraram a eficiência dos dispositivos monitorados na redução das vazões de pico, redução média observada de 62,6% e 74%, para a bacia de detenção seca e alagada, respectivamente. Além disso, essas estruturas reduzem as concentrações de alguns poluentes encontrados nas águas pluviais despejadas nas referidas bacias de detenção, com valores médios de remoção variando na faixa de 1 a 3% para DBO até a faixa de 41 a 74% para Sólidos Suspensos.

Palavras-chave: detenção; cheias; drenagem urbana.

Qualitative and quantitative control of the urban runoff with detention basins

ABSTRACT Floods in urban areas are responsible for impacts that go from puddles formation to

environmental and social disasters. Looking for alternatives to minimize the effects of floods in urban areas, some methodologies have been studied and applied, such as the use of detention basin in high consolidated urban areas. This study analyses the efficiency on flood control of two detention basins, a dry and a wet one. The study approaches both quantitative and qualitative aspects related to runoff from an urban area of Brasilia city, federal district of Brazil. The affluent caught by the detention basins is related to a conventional urban drainage system with a 4.75km2 (dry basin) and 6.12km2 (wet basin) contribution area. The results showed that the basins can reduce the peak income flow significantly (averaged 62.6% and 74% peak flow reduction, for dry and wet basin, respectively) and has positive impact over pollution control, with an average reduction of 1 to 3% for BOD and up to 41 to 74% for Suspended Solids.

Keywords: Detention basin; wet pond; urban runoff.

CAMPANA, N. A.; BERNARDES, R. S.; SILVA JR., J. A. Controle qualitativo e quantitativo do escoamento pluvial urbano com bacias de detenção. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 98-111, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.35) 1. INTRODUÇÃO

Com o aumento das áreas impermeáveis nas cidades, o aumento progressivo de eventos de inundações e a ineficiência dos dispositivos inseridos para a condução do escoamento proveniente das chuvas em áreas urbanas têm mostrado ao meio técnico um cenário preocupante. Desde essa constatação, dia-a-dia têm-se buscado novas alternativas para o controle das cheias em áreas urbanas.

Os incrementos nas vazões decorrentes das chuvas em áreas urbanas vêm sendo objeto de estudo de inúmeras pesquisas. Num primeiro momento, a quantificação dos acréscimos observados por simulação se tornou uma ferramenta de grande utilidade para a adoção de medidas que auxiliem no controle desses acréscimos evitando, assim, a ocorrência de inundações. No entanto, é de suma importância a validação dos resultados obtidos com observações in loco.

Uma outra preocupação diz respeito ao aspecto qualitativo das águas pluviais. Quando da ocorrência de eventos de inundação, a constatação da contaminação da população sujeita ao contato com as águas de chuva também mostrou claramente a necessidade de se investigar os tipos de compostos carreados pelas águas pluviais nas ruas e córregos urbanos. Levando-se em conta o sistema separador absoluto adotado pela grande maioria das cidades brasileiras, a detecção de despejos domésticos clandestinos na rede de drenagem obriga a administração local a fazer o tratamento antes da descarga nos rios, das águas pluviais urbanas.

Uma das medidas mais difundidas para o controle de inundações no período higienista foi a canalização de córregos urbanos, que com o tempo, mostrou-se ineficiente no sentido de conter as cheias na sua totalidade, pois esse dispositivo apenas transfere os efeitos das cheias urbanas para jusante, conforme cita Canholi (2005).

Conforme Silva (2006), desde o início da década dos anos 90 surgiu no Brasil um novo paradigma para a drenagem urbana o qual abandona o conceito tradicional de drenagem que consistia em retirar o excedente superficial o mais rápido possível da bacia hidrográfica, para se adotar um modelo compensatório que não permite a propagação do excedente superficial para jusante, mas, sim, a permanência deste na bacia hidrográfica, obviamente em local apropriado para não gerar interferências à população.

A partir desse momento são incorporadas ao sistema de drenagem urbana as denominadas medidas compensatórias que visam ao armazenamento temporário do excedente superficial e/ou a infiltração dele, ou parte, no solo. Esse tipo de solução é conhecido também como medida estrutural, uma vez que envolve a construção de uma obra física.

Diversos pesquisadores tais como Campana e Tucci (2001), Bertoni (2004), Chocat et al. (2004), Jones et al. (2006), entre outros, citam que dentre as medidas compensatórias mais amplamente difundidas, destacam-se os dispositivos de infiltração tais como bacia e valas de infiltração e percolação, que reduzem o volume do escoamento superficial e possibilitam a recarga do lençol freático e os dispositivos de detenção e retenção tais como reservatórios abertos ou enterrados, impermeáveis ou não, que têm por objetivo o controle da vazão lançada nas galerias de águas pluviais e corpos d’água receptores.

Em áreas de ocupação muito densa, que dificultam a utilização de medidas que favorecem a infiltração que demandam espaços relativamente grandes, uma medida bastante difundida é a utilização de reservatórios ou bacias de detenção e retenção. No tocante ao aspecto hidráulico dos reservatórios, pelos estudos já desenvolvidos por simulação matemática, pode-se concluir que estes se apresentam como alternativa viável do ponto de vista da redução dos picos dos hidrogramas de cheia.

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CAMPANA, N. A.; BERNARDES, R. S.; SILVA JR., J. A. Controle qualitativo e quantitativo do escoamento pluvial urbano com bacias de detenção. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 98-111, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.35)

As medidas para o controle de cheias podem assumir características preventivas ou corretivas conforme a etapa de execução delas. As medidas não estruturais, pela sua essência, possuem um caráter preventivo tanto no aspecto quantitativo quanto no aspecto qualitativo.

A convivência com a inundação por meio da utilização de sistemas de alerta e seguro contra inundação e o respeito ao zoneamento de áreas de inundação como uma forma de restringir e organizar a ocupação urbana são exemplos de medidas não estruturais. De acordo com Baptista et al. (2005), as medidas não estruturais incluem, também, o planejamento da deposição de resíduos perigosos tais como substâncias tóxicas, restos de tinta, solventes e pesticidas, os programas de prevenção e controle da erosão, varrição de ruas e disposição adequada do lixo urbano e o controle de pontos potencialmente poluidores.

As medidas estruturais, a princípio utilizadas para o controle quantitativo, também têm efeito sobre a concentração de poluentes carreados pelas águas pluviais, conforme citam Mays e Pe (2001) e Urban Drainage and Flood Control District (1991). A Tabela 1 apresenta alguns resultados divulgados pela literatura sobre a eficiência de medidas estruturais na remoção de poluentes.

Tabela 1. Eficiência das medidas estruturais na melhoria da qualidade da água. Porcentagem de remoção

Alternativa de controle Sólido em suspensão

Fósforo Total

Nitrogênio Total Zinco Bactéria

Minimização de áreas conectadas n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. Faixas gramadas 10-20 0-10 0-10 0-10 n.d. Valetas gramadas 20-40 0-15 0-15 0-20 n.d. Bacias de detenção secas 50-70 10-20 10-20 30-60 50-90 Bacias de detenção alagadas 60-95 0-80 0-80 0-70 n.d. Alagadiços 40 9-60 9-60 60 n.d. Pavimento poroso 80-95 65 65 99 n.d.

n.d.: informação não disponível Fonte: Urban Drainage and Flood Control District (1992 apud PMSP, 1999).

Um aspecto relevante a ser destacado é a diferença entre os sistemas de distribuição de

água potável e coleta de esgoto, e o sistema de drenagem urbana. Este último funciona apenas no período chuvoso (uns poucos meses durante o ano) e o resto do tempo fica ocioso; enquanto os outros dois sistemas funcionam os 365 dias do ano.

Esse comportamento característico do sistema de drenagem urbana o torna uma infra-estrutura relativamente cara se comparada a seu uso. Então, com o intuito de melhorar a relação custo-benefício surge uma nova tendência no desenvolvimento de sistemas de drenagem urbana que é a incorporação de funções múltiplas a essa infra-estrutura.

Especificamente com relação às bacias de detenção, Walesh (1989) cita que a incorporação de funções múltiplas fica evidente ao se analisar a evolução mundial de utilização das obras de detenção em centros urbanos. Conforme mostra a Figura 1, distinguem-se pelo menos quatro fases: numa primeira fase, as obras de detenção visavam apenas ao controle quantitativo do escoamento; numa fase posterior, além da função específica do controlo do escoamento superficial, foram concebidas e integradas à paisagem urbana de modo a servir também como um espaço de recreação e lazer; na terceira fase, soma-se mais uma função que é a de contribuir para a melhoria da qualidade do escoamento superficial; entretanto, na quarta fase, os esforços são concentrados em estudar a viabilidade de se usar esse volume de água armazenado como eventual fonte de abastecimento.

Diante do exposto, o presente estudo apresenta os resultados obtidos do monitoramento de duas bacias de detenção, uma alagada (que se comporta também como bacia de retenção) e

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CAMPANA, N. A.; BERNARDES, R. S.; SILVA JR., J. A. Controle qualitativo e quantitativo do escoamento pluvial urbano com bacias de detenção. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 98-111, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.35) uma seca, situadas na cidade de Brasília – DF, tendo como objetivo, avaliar a eficiência delas no amortecimento do pico das cheias e, ainda, observar os seus comportamentos no que diz respeito à remoção da concentração de poluentes trazidos pelo escoamento superficial e a possível contaminação das águas pluviais por esgoto doméstico.

A motivação implícita neste estudo é a verificação da viabilidade, ou não, no contexto da cidade de Brasília, da possibilidade de implementar medidas compensatórias para o controle do escoamento pluvial urbano e que também atendam a outras finalidades.

Figura 1. Evolução da utilização de estruturas de detenção em áreas urbanas

2. MATERIAL E MÉTODOS

As bacias de detenção monitoradas se encontram localizadas no Plano Piloto da cidade de Brasília – DF, conforme ilustrado na Figura 2, e recebem os escoamentos provenientes de zonas residenciais, comerciais e de vias expressas.

Quanto ao clima, no Distrito Federal predomina o quente e semi-úmido. Segundo a classificação de Köppen, o clima dominante no Distrito Federal é o tropical (Aw) e o tropical de altitude (Cwa) e (Cwb). Existem duas estações bem definidas, uma chuvosa e quente que ocorre entre os meses de outubro e abril, e outra fria e seca que ocorre entre maio e setembro. Os meses mais chuvosos são os de novembro a janeiro. Com relação aos índices de precipitação, a média pluviométrica anual fica em torno de 1500 a 1700 mm. Já a média térmica anual varia entre 22 a 24oC, a média máxima ultrapassa 25oC e a média mínima alcança 18oC (Gomes, 2004).

Essas bacias têm as características descritas a seguir:

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CAMPANA, N. A.; BERNARDES, R. S.; SILVA JR., J. A. Controle qualitativo e quantitativo do escoamento pluvial urbano com bacias de detenção. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 98-111, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.35) 2.1. Bacia de Detenção “Alagada”

A bacia de detenção monitorada encontra-se localizada no Parque da Cidade de Brasília-Brasil e é uma bacia permanentemente alagada, que além do controle de inundações é elemento urbanístico do referido parque, bastante freqüentado pela comunidade da cidade. Essa bacia recebe o escoamento de uma área de drenagem de 6,12km2, sendo 0,11km2 de área comercial, 2,28km2 de área residencial, 3,28km2 de área sem ocupação (gramada, em parque ou cerrado) e 0,45km2 ocupado pelo sistema viário, incluindo calçadas e passeios, e apresenta as seguintes características: área de 0,167km2, profundidade média de 0,68m, comprimento no sentido longitudinal predominante do escoamento de 809m.

Figura 2. Localização das bacias de retenção monitoradas (imagem Spot 5 de 17/07/2005).

2.2. Bacia de Detenção “Seca” Esta bacia de detenção está localizada no final do bairro Asa Norte, é uma bacia de

detenção seca, menor que a bacia de detenção alagada e recebe o escoamento proveniente de uma área de contribuição de 4,75km2, sendo 0,64km2 utilizado pelo comércio local, 1,05km2 de área residencial composta por edifícios, 2,68km2 de área sem ocupação destinada à área gramada, parque e cerrado e 0,38km2 ocupada pelo sistema viário incluindo calçadas e passeios, e possui as seguintes características: área de 0,024km2, profundidade média de 0,52m, comprimento da direção predominante do escoamento de 63m.

Para o presente estudo foram coletados dados de vazão (hidrograma de escoamento superficial) e qualidade da água nas canalizações de entrada da bacia de detenção, aqui denominadas de seção de montante, e nas canalizações de saída da bacia de detenção, aqui denominadas de seção de jusante.

2.3. Monitoramento Quantitativo A estratégia de monitoramento das bacias de detenção foi elaborada com base nas

propostas apresentadas por EPA (1986), e Guo e Urbonas (2002). Basicamente, consistiu da determinação da vazão de montante e a de jusante das bacias de detenção feita utilizando-se

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CAMPANA, N. A.; BERNARDES, R. S.; SILVA JR., J. A. Controle qualitativo e quantitativo do escoamento pluvial urbano com bacias de detenção. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 98-111, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.35) um vertedor triangular e régua linimétrica. Em cada um dos eventos monitorados foram realizadas medições de vazão em intervalos de cinco minutos ao longo de períodos que variaram de quatro a cinco horas para a maioria dos eventos, mas para um dos eventos monitorados o período total de medição foi de sete horas e meia.

O comportamento da bacia de detenção seca foi monitorado para três eventos chuvosos, enquanto o monitoramento do comportamento da bacia de detenção alagada se deu para outros dois eventos chuvosos. Nesta última bacia foi, também, medido o hidrograma de entrada durante um dia no qual não houve ocorrência de precipitação, com o intuito de verificar a existência de ligações clandestinas de esgoto na rede de drenagem.

O período de monitoramento de ambas as bacias foi de 14/12/2004 até 21/2/2005. Os motivos pelos quais a quantidade de eventos monitorados foi muita reduzida são: após monitorar o segundo evento na bacia alagada, os equipamentos de medição de vazão (vertedor e régua linimétrica) foram depredados; b) a bacia seca possuía apenas uma entrada, mas após monitorar o terceiro evento, sua estrutura foi modificada, incorporando-se mais entradas o que impossibilitou a continuidade do monitoramento em função da reduzida quantidade de equipamento disponível para esta finalidade.

2.4. Monitoramento Qualitativo A concepção do monitoramento da qualidade do escoamento baseou-se nas sugestões de

EPA (1986), Gray e Becker (2002), Lee e Bang (2000) e Lee et al. (2002), que recomendam tomar cuidado para que os parâmetros escolhidos para análise de amostras do escoamento envolvam a análise de, no mínimo, matéria orgânica, nutrientes, microbiologia e metais pesados. A escolha dos parâmetros para o presente trabalho foi baseada nesse princípio, além de levar em conta também os parâmetros mais usuais.

As características físicas do efluente foram analisadas por meio da medida da temperatura e sólidos em suspensão. As características químicas foram analisadas por meio do pH, condutividade (quantidade de sais) e metais pesados. Os nutrientes foram avaliados por meio do orto-fosfato e nitrato. Os parâmetros utilizados para análise de matéria orgânica contida na água foram DBO, DQO e óleos e graxas. Já as características microbiológicas foram analisadas por meio da medida de coliformes totais e termotolerantes.

A metodologia utilizada para análise de cada parâmetro, de acordo com o Standard Methods (APHA; AWWA; WPCF, 2005) é apresentada na Tabela 2.

Tabela 2. Métodos utilizados para análise dos parâmetros de qualidade da água.

Parâmetro Método Utilizado Temperatura Termômetro pH Phmetro Condutividade elétrica Condutivímetro DBO Respirométrico DQO Colorimétrico de refluxo fechado Orto-fosfato Colorimétrico do ácido ascórbico

Nitrato Colorimétrico Coliformes Colilert Sólidos em suspensão Gravimétrico Óleos e graxas Gravimétrico

Foram coletadas amostras do escoamento pluvial a montante e a jusante da bacia de detenção, ao longo dos eventos chuvosos para caracterizar e avaliar a contribuição dessas bacias na melhora da qualidade da água da drenagem pluvial.

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Em função de ter sido observado no escoamento de entrada da bacia de detenção alagada que, em determinados horários, havia uma concentração maior de substâncias características de esgotos domésticos, suspeitou-se da existência de conexões clandestinas de esgoto na rede de drenagem pluvial. Sendo assim, foi feita uma campanha para determinação da vazão e das respectivas concentrações de poluentes na água da rede de drenagem em um dia sem chuva.

3. RESULTADOS E DISCUSSÃO

As Figuras de 3 a 5 correspondem aos hidrogramas de escoamento superficial registrados na bacia de detenção seca; entretanto as Figuras 6 e 7 mostram os hidrogramas medidos na bacia de detenção alagada. Esses resultados mostram claramente a eficiência hidráulica das bacias de detenção no que diz respeito à redução das vazões de pico das ondas de cheia, principalmente da bacia de detenção alagada que pelo seu maior tamanho apresenta, conseqüentemente, uma maior capacidade de amortecimento das vazões.

A Tabela 3 apresenta os valores das vazões de pico medidas na seção de montante e na seção de jusante para os eventos com chuva das bacias de detenção monitoradas; o tempo ao pico para cada caso; a porcentagem de redução observada na vazão de pico; a precipitação observada; assim como a precipitação antecedente (precipitação total acumulada ocorrida nos cinco dias anteriores ao evento monitorado).

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Figura 6. Hidrogramas nas seções de montante e jusante na bacia de detenção alagada - Evento 1.

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Figura 7. Hidrogramas nas seções de montante e jusante na bacia de detenção alagada - Evento 2.

Assim como observado nas Figuras 3 a 7, os dados da Tabela 3 vêm comprovar a eficiência hidráulica de bacias de detenção tanto seca quanto inundada como mecanismo para o controle de cheias em áreas urbanas, uma vez que a redução média observada na vazão de pico foi de 62,6% e 74%, para a bacia de detenção seca e alagada, respectivamente. Além da alta taxa de redução das vazões de pico observadas para a bacia de detenção alagada, pode-se ainda observar o aumento significativo no tempo ao pico para esta bacia. O mesmo não

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CAMPANA, N. A.; BERNARDES, R. S.; SILVA JR., J. A. Controle qualitativo e quantitativo do escoamento pluvial urbano com bacias de detenção. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 98-111, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.35) ocorreu para a bacia de detenção seca porque ela possui dimensões reduzidas em relação à bacia de detenção inundada.

Tabela 3. Valores das vazões de pico para os eventos monitorados a montante e a jusante e porcentagem de redução da vazão de pico.

Bacia de detenção Evento

Vazão de pico de

montante (m³/s)

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montante (h)

Vazão de pico de jusante (m³/s)

Tempo ao pico de jusante

(h)

Redução da vazão de pico

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Precipitação (mm)

Precipitação antecedente

(mm)

1 3,84 01:55 1,6 01:30 58 28,0 5,3 2 0,55 01:00 0,15 01:10 72 19,7 0,0 Seca 3 5,2 01:15 2,19 01:25 58 51,3 0,0

10,08 00:55 73 1 12,26 02:05

2,69 02:45 78

73,1 12,8 Alagada 2 0,94 01:15 0,276 01:55 71 12,04 7,6

No que se refere ao aspecto qualitativo do escoamento pluvial, as concentrações médias

dos diversos parâmetros monitorados são apresentadas nas Tabelas 4 e 5, enquanto os valores da Tabela 6 referem-se à taxa média de redução da concentração de poluentes registrada na bacia de detenção.

A concentração média de cada parâmetro para cada evento chuvoso monitorado foi estimada da seguinte forma:

∑

∑

=

== n

ii

n

iii

Q

QCCME

1

1.

[1]

Em que: CME é a concentração média do evento; Ci é a concentração de cada amostra;

Qi é a vazão do escoamento superficial no momento da coleta da amostra; e n é a quantidade de amostras coletadas

Tabela 4. Concentração média dos parâmetros da qualidade do escoamento pluvial para a bacia de detenção seca.

Evento Temp

(oC) pH Condut. (μS/cm)

DQO (mg/l)

DBO (mg/l)

Sol. Suspen.(mg/l)

Nitrato

(mg/l)

Colif. Totais

(NMP/100ml)

Colif. Termotoler

(NMP/100ml)

Orto- Fosfato (mg/l)

Óleos e graxas (mg/l)

Dados de Montante (seção de entrada) 1 22,1 7,0 30,71 12,20 3,30 17,37 0,43 316800 21180 0,070 4,058 2 19,2 6,5 29,19 15,19 1,29 12,15 0,35 327000 17425 0,071 11,270 3 0,0 6,8 23,60 13,10 2,95 20,81 0,69 361023 20299 0,000 8,252

Dados de Jusante (seção de saída) 1 n.d. 4,4 n.d. 11,66 3,20 8,97 0,39 299220 n.d. 0,065 3,380 2 n.d. 7,3 n.d. 14,44 2,09 7,16 0,32 300840 n.d. 0,062 9,580 3 n.d. 6,9 n.d. 12,65 2,77 10,63 0,60 326502 n.d. 0,000 7,664

n.d.: informação não disponível.

106


Tabela 5. Concentração média dos parâmetros da qualidade do escoamento pluvial para a bacia de detenção alagada.

Evento Temp (oC) pH Condut.

(μS/cm) DQO (mg/l)

DBO (mg/l)

Sol. Suspen. (mg/l)

Nitrato(mg/l)

Colif. Totais

(NMP/100ml)

Colif. Termotoler

(NMP/100ml)

Orto- Fosfato(mg/l)

Óleos e graxas (mg/l)

Dados de Montante (seção de entrada) 1 n.d. 6,79 68,60 74,50 9,25 95,00 1,10 536000 52033 0,168 12,650 2 n.d. 6,59 53,16 36,05 9,17 95,05 1,15 1655608 89307 0,141 14,135

Dados de Jusante (seção de saída) 1 n.d. 7,43 n.d. 67,32 8,44 43,40 0,81 477150 n.d. n.d. 12,860 2 n.d. 7,16 n.d. 33,24 8,65 37,83 1,03 1403493 n.d. n.d. 11,515

n.d.: informação não disponível.

Vale ressaltar a dificuldade de se conhecer com exatidão a qualidade das águas do escoamento pluvial urbano em função da existência de conexões clandestinas de esgoto na rede de drenagem, fato este comprovado com o monitoramento da bacia de detenção alagada em um dia (17/01/2005) sem ocorrência de chuva. O hidrograma observado nesse dia é mostrado na figura 8, enquanto na tabela 7, apresentam-se os dados de qualidade desse esgoto.

Tabela 6. Porcentagem de redução da concentração de poluentes para as bacias de detenção monitoradas.

Parâmetro % de redução da bacia de detenção seca

% de redução na bacia de detenção alagada

DQO 4-7 7-10 DBO 1-3 5-9 Sólidos Suspensos 38-54 41-74 Nitrato 7-11 7-14 Coliformes totais 5-9 10-24 Óleos e graxas 14-21 14-21

0,000

0,010

0,020

0,030

0,040

0,050

0,060

0,070

0,080

0,090

0,100

6.00

7.00

8.00

9.00

10.0

0

11:0

0

12:0

0

13:0

0

14:0

0

15:0

0

16:0

0

17:0

0

18:0

0

19:0

0

20:0

0

21:0

0

Tempo (horas)

Vaz

ão (m

3/s)

Figura 8. Hidrograma da seção de montante na bacia de detenção. Para um dia sem ocorrência de chuva.

107


Tabela 7. Concentração média dos parâmetros da qualidade do escoamento pluvial para a bacia de detenção alagada.

Temp (oC) pH

Condut.

(μS/cm)

DQO (mg/l)

DBO (mg/l)

Sol. Suspen.(mg/l)

Nitrato

(mg/l)

Colif. Totais

(NMP/100ml)

Colif. Termotoler

(NMP/100ml) 23 6,9 211,14 55,9 22,1 9,4 0,3 251.000 236.000

Da observação dos dados apresentados na tabela 7, percebe-se que existe a possibilidade

de que esse efluente seja proveniente tanto de ligações clandestinas de esgotos domésticos residenciais e comerciais quanto de ligações clandestinas de drenagem de jardins.

Há também a possibilidade de que esse escoamento se deva à própria infiltração da água. Essa conclusão é obtida devido aos baixos valores de DBO e DQO encontrados se comparados aos valores de esgotos brutos. A hipótese levantada quanto à presença de esgoto é devida, principalmente, à quantidade de coliformes termotolerantes e totais encontradas, embora não se saiba ao certo o valor de coliformes totais. Porém, percebe-se que o valor dos coliformes termotolerantes ficou um pouco abaixo do valor típico de esgoto bruto.

Contudo, a hipótese mais provável é que existam ligações clandestinas de esgoto bruto de residências e de comércios, porém esse esgoto pode estar sendo diluído pela presença de ligações clandestinas de drenagem de jardins e pela presença de águas subterrâneas.

Dado que os resultados evidenciaram a efetividade das bacias de detenção na melhoria da qualidade do escoamento pluvial urbano, o passo seguinte foi a determinação do coeficiente de remoção de poluente, pois este poderia ser usado como parâmetro de dimensionamento destas estruturas de detenção do escoamento.

Assim, considerando que a bacia alagada tem funcionamento como reator de fluxo disperso utilizaram-se os resultados das análises de qualidade da água para os eventos analisados para ajustar o modelo proposto por Metcalf e Eddy (1991), isto é, estimar o coeficiente de remoção de poluente:

( ) ( ) dada

d

eaea

eaSS⋅

−⋅

⋅

⋅−−⋅+

⋅⋅⋅=

2222

21

0

11

4 [2]

2LtD

LUDd ⋅

=⋅

= [3]

dtKa ⋅⋅⋅+= 41 [4]

Em que: S é a concentração do poluente efluente (massa · volume-1); S0 é a concentração

do poluente afluente (massa · volume-1); K é o coeficiente de remoção do poluente (tempo-1); t é o tempo de detenção (tempo); d é o número de dispersão (adimensional); D é o coeficiente de dispersão longitudinal (distância2 · tempo-1); U é a velocidade média na lagoa (distância · tempo-1); e L é o comprimento do percurso longitudinal na lagoa (distância).

Chegou-se à conclusão de que é possível agrupar os poluentes em dois grandes grupos, considerando o coeficiente de remoção do poluente (K): a) Poluentes tipicamente em solução; e b) Poluente tipicamente em suspensão.

Aqueles com característica de material predominantemente em solução ou em partículas muito pequenas podem-se considerar representados pelos parâmetros DQO, DBO, nitrato,

108

CAMPANA, N. A.; BERNARDES, R. S.; SILVA JR., J. A. Controle qualitativo e quantitativo do escoamento pluvial urbano com bacias de detenção. Ambi-Agua, Taubaté, v. 2, n. 3, p. 98-111, 2007. (doi:10.4136/ambi-agua.35) orto-fosfato e organismos coliformes. Para esse grupo de poluentes, os valores de K obtidos estão ao redor de 0,5 dia-1.

Aqueles com características de material em suspensão, encontram-se os representados pelos parâmetros sólidos em suspensão e óleos e graxas. Nesses casos, os valores de K são superiores ao encontrado para os poluentes dissolvidos. Para o caso dos representados por sólidos em suspensão, os valores de K obtidos estão na ordem de 3,0 dia-1; no caso dos representados por óleos e graxas, os valores de K foram da ordem de 1,0 dia-1.

A primeira grande conclusão é que a bacia remove, com maior eficiência, o grupo de poluentes com característica de material em suspensão. Essa característica está associada ao processo de remoção, que nesses sistemas funciona predominantemente como processo físico. Sobre a diferença entre aqueles caracterizados como sólidos suspensos e os óleos e graxas, a explicação pode ser dada pela característica do funcionamento hidráulico das bacias, onde o material flotante tem menor restrição para saída do que o material que sedimenta. Essas considerações podem levar a estudos sobre dispositivos de saída, procurando aumentar a eficiência do material flotante.

Comparando-se o desempenho das duas bacias, no tocante a remoção de poluentes, pode-se perceber que a bacia alagada tem desempenho um pouco superior à bacia seca. Isso pode ser explicado pelo fato de que a bacia alagada funciona semelhantemente a uma lagoa de estabilização, com desempenho ampliado pela razão de funcionar como um reator bioquímico.

Também, segundo Novotny (1991), pode-se considerar que a bacia seca funciona como reator de mistura completa, e assim tentou-se usar os resultados das análises de qualidade da água para os eventos analisados para ajustar o modelo proposto por Metcalf e Eddy (1991):

tKSS

⋅+=

10 [5]

Em que: S é a concentração do poluente efluente (massa · volume-1); S0 é a concentração

do poluente afluente (massa · volume-1); K é o coeficiente de remoção do poluente (tempo-1); e t é o tempo de detenção (tempo).

Analogamente ao caso da bacia alagada, aqueles poluentes com característica de material predominantemente em solução ou em partículas muito pequenas podem-se considerar representados pelos parâmetros DQO, DBO, nitrato, orto-fosfato e organismos coliformes. Para esse grupo obteve-se um valor médio de K de 0,34 dia-1. Para o caso dos poluentes representados por sólidos em suspensão, o valor médio de K foi 5,5 dia-1; entretanto no caso dos poluentes representados por óleos e graxas, os valores de K estão na ordem de 1,1 dia-1.

Da análise dos resultados, pode-se afirmar que a hipótese de ser possível encontrar um valor de K que funcione como parâmetro de dimensionamento parece viável. Entretanto, para que o modelo seja confirmado é necessário monitorar outras estruturas de retenção para ter mais segurança na estatística dos resultados. 4. CONCLUSÕES

Diante do exposto, pode-se concluir que a utilização de bacias de detenção como medida de controle de cheias apresenta resultados satisfatórios no aspecto quantitativo, podendo ainda colaborar para a redução da concentração dos poluentes oriundos dos diversos usos do solo em meio urbano que estejam em contato com as águas despejadas na rede de águas pluviais.

109


Como era esperado, no presente estudo foi comprovada a existência, para a região do Distrito Federal, de um problema que aflige a maioria das cidades que adotam um sistema separador absoluto para esgoto: a contaminação das águas pluviais pela ligação clandestina de esgoto doméstico.

No tocante ao aspecto qualitativo das águas pluviais, a bacia de detenção alagada mostrou maior eficiência na retenção de poluentes, mas mesmo assim os valores apresentados ainda encontram-se muito aquém dos valores citados na literatura especializada, com exceção da remoção de sólidos em suspensão que apresentou uma taxa de remoção de 74%.

Destaca-se aqui que os valores encontrados para o coeficiente de remoção do poluente (K) devem ser tomados com reservas, pois trata-se de uma primeira estimativa realizada com base num número reduzido de eventos observados. Contudo, há indícios claros da contribuição dessas estruturas na melhoria da qualidade do escoamento pluvial urbano. 5. AGRADECIMENTOS

Os autores agradecem ao CNPq – Conselho Nacional de desenvolvimento Científico e Tecnológico, que financia o Projeto “Manejo de Águas Pluviais no Distrito Federal” no contexto do qual foi desenvolvida a presente pesquisa. 6. REFERÊNCIAS AMERICAN PUBLIC HEALTH ASSOCIATION - APHA; American Water Works

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111

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